Plaguicidas - etzna.uacam.mxetzna.uacam.mx/epomex/publicaciones/contaminacion2/Contaminac… · y uso de los dinitroderivados. Aunque muchos plaguicidas orgánicos se sintetizaron

Plaguicidas

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Resumen

Los plaguicidas sintéticos son sustancias de amplio uso que están consideradas como conta-minantes de alto riesgo para el ambiente. En la presente contribución se hace un análisis de su desarrollo histórico, su clasificación, su importancia con respecto a los criterios de riesgos inter-nacionales y se describen sus principales características fisicoquímicas. Además, se discute el conocimiento que se tiene de estas sustancias en el contexto de las zonas costeras, con especial atención sobre sus fuentes de origen, mecanismo de transporte y degradación y su impacto ne-gativo sobre los ambientes acuáticos.

AbstRAct

Synthetic pesticides are widely used and considered as highly hazardous environmental pollu-tants. This paper analyses the historical development of these substances, their classification, their importance with respect to international hazard criteria and describes their most important physicochemical properties. The current khowledge of these chemicals within the context of coas-tal zones with special attention to their sources, transport and degradation mechanisms and their negative impact on the acuatic environment, is discussed.

Impacto Ambiental de los Plaguicidas en los Ecosistemas Costeros

Lilia A. Albert 1 y Jorge A. Benítez2

1Centro de Ecología y Desarrollo, A.C. 2 Centro EPOMEX-Universidad Autónoma de Campeche

Albert, L.A., y J.A. Benítez, 2005. Impacto ambiental de los plagucidas en los ecosistemas costeros,

p. 157-176. In: A. V. Botello, J. Rendón-von Osten, G. Gold-Bouchot y C. Agraz-Hernández (Eds.).

Golfo de México Contaminación e Impacto Ambiental: Diagnóstico y Tendencias, 2da Edición. Univ.

Autón. de Campeche, Univ. Nal. Autón. de México, Instituto Nacional de Ecología. 696 p.

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GOLFO DE MÉXICO: CONTAMINACIÓN E IMPACTO AMBIENTAL

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IntRoduccIón

La zona costera posee importantes recursos naturales, cuya correcta explotación puede ge-nerar notables beneficios económicos y socia-les. La preservación de estos recursos solo es posible en la medida en que se proteja el frágil equilibrio de los ecosistemas que los susten-tan, por lo que es prioritario vigilar y normar las actividades humanas que puedan alterarlos.

Uno de los fenómenos que actualmente son un obstáculo para la administración y ordena-miento ecológico de las zonas costeras es la contaminación por sustancias sintéticas, tam-bién llamadas xenobióticas (xenos=extraño y bios=vida). El número de contaminantes que llega a estas zonas aumenta conforme se ace-leran en ellas el crecimiento urbano y las ac-tividades humanas. Aun no se conocen todos los efectos adversos que estos contaminan-tes pueden causar, pero los datos con que se cuenta indican que algunos de ellos pueden ser irreparables.

Los plaguicidas sintéticos son un ejemplo tí-pico de los contaminantes xenobióticos que degradan los habitats de importantes recur-sos bióticos y pueden afectar la totalidad de los ecosistemas, incluyendo al hombre y otros con-sumidores al final de las cadenas tróficas.

Debido a su amplio uso en el combate de las plagas que atacan a los cultivos y de los vec-tores que transmiten las enfermedades al hom-bre y a los animales, en el momento actual los residuos de plaguicidas están ampliamente distribuidos en los ambientes costeros y estua-rinos. En términos económicos y sociales, di-cha situación es de gran importancia pues esta zona posee habitats esenciales para la repro-ducción, el crecimiento y la protección de innu-merables recursos vivos, muchos de ellos de importancia comercial y, todos, de importancia ecológica.

conceptos GeneRAles

Desarrollo de los Plaguicidas

El hombre ha utilizado plaguicidas desde épo-cas remotas. La primera etapa de la historia de lo plaguicidas abarcó desde antes de Cristo hasta mediados del siglo XIX; en ella se usaron productos naturales como sal común, piretro, tabaco, entre otro. A partir de la Revolución Industrial, la agricultura tuvo cambios de impor-tancia, aumentó la capacidad de producción y almacenamiento, y se requirió la protección de los alimentos en cada etapa del proceso. Como resultado, la naciente industria química lanzó al mercado diversas sustancias inespecíficas para combatir a las plagas. Esa es la segunda etapa en la historia de los plaguicidas y com-prende desde mediados del siglo XIX hasta principios del siglo XX. Los nuevos productos tuvieron gran demanda, pues eran baratos y eficaces aunque muchos de ellos son extre-madamente tóxicos. A finales del siglo XIX ya se conocían algunos métodos de control biológico de plagas, pero a los agricultores y a las autoridades agrícolas les pareció más fácil, rápido y económico seguir usando los plaguicidas sintéticos.

La tercera etapa en la historia de los plagui-cidas se inicia a mediados de las década de 1920, en los Estados Unidos, con la síntesis y uso de los dinitroderivados. Aunque muchos plaguicidas orgánicos se sintetizaron en la dé-cada de 1930, y aun antes, su uso se extendió hasta después de 1940. Por ejemplo, a pesar de que el DDT se sintetizó por primera vez en el siglo pasado, sus propiedades insecticidas se reconocieron hasta 1939. Durante la segun-da guerra mundial, el DDT se usó para el con-trol de mosquitos y piojos. Después se empezó a utilizar ampliamente en la agricultura y para el control de otros insectos vectores de enfer-medades.

A partir del aparente éxito del DDT; se desa-rrollaron y utilizaron varios insecticidas organo-clorados de estructura química similar. Debido a que estos productos eran eficaces, baratos y fáciles de usar, se supuso que, con su ayuda, se podría liberar a la humanidad de todas las plagas que la aquejaban. Esta idea contribuyó a su amplísimo uso.

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PLAGUICIDAS

Los plaguicidas organofosforados fueron de-sarrollados a partir de las investigaciones sobre gases neurotóxicos que se llevaron a cabo en Alemania durante la Segunda Guerra Mundial, en tanto que los ésteres carbámicos se des-cubrieron en 1947 y entraron al mercado años después. Aunque los primeros insecticidas pi-retroides se sintetizaron en la década de 1940 su desarrollo comercial no ocurrió de inmedia-to. Los herbicidas sintéticos entraron al merca-do después de la Segunda Guerra Mundial.

En esta tercera etapa se han desarrollado un número muy elevado de plaguicidas sintéticos incluyendo fungicidas y rodenticidas. En ella han ocurrido numerosas intoxicaciones agudas individuales y masivas y se han advertido di-versos problemas ambientales de importancia derivados del uso de estos xenobióticos; entre ellos, su acumulación progresiva en las cade-nas tróficas (biomagnificación) y sus efectos nocivos, a corto y a largo plazo, para la estabili-dad de los ecosistemas y los seres vivos inclu-yendo al hombre.

En los países en desarrollo, como México, hubo un retraso en la introducción de estos compuestos, sobre todo, por factores econo-micos. Estos, y otros factores han favorecido la entrada al mercado nacional de productos peligrosos u obsoletos y de tecnología para fa-bricarlos. Este retraso se refleja también en el hecho de que en muchos de estos países aun se trata de adoptar sistemas agrícolas del tipo “Revolución Verde”, el cual no solo ha probado ya su ineficacia para solucionar los problemas, del hambre en el mundo sino que, además, ha causado innumerables problemas ambientales y de salud.

La mas reciente etapa en la historia de los plaguicidas esta caracterizada por la búsque-da de compuestos menos dañinos para la sa-lud y el ambiente y de métodos diferentes de control de plagas, en particular, los que no usan plaguicidas sintéticos o los usan en can-tidades mínimas, como en el manejo integrado de plagas.

En los países desarrollados se trata, cada vez más, de evitar el uso de plaguicidas persisten-tes o de elevada toxicidad y de sustituirlos por compuestos de menor estabilidad o toxicidad aguda, o bien, que imiten estructuras de pro-

ductos naturales. Es notable en ellos el de-sarrollo de sistemas de manejo integrado de plagas, así como el énfasis en la “agricultura orgánica”, es decir, en descontinuar totalmen-te el uso de plaguicidas sintéticos y otros agro-químicos.

En cambio, en los países en desarrollo estan sujetos a una variedad de presiones técnicas, económicas y políticas, las cuales propician que continúe el uso de plaguicidas “de prime-ra generación”, sin que se le dé todavía impor-tancia suficiente a las consecuencias adversas para el ambiente y la salud que pueden derivar de dicho uso, sobre todo, en el largo plazo.

Clasificación de los Plaguicidas

Los plaguicidas pueden clasificarse de distin-tas formas, dependiendo por ejemplo, de su estructura química, objetivo del uso, modo de acción, persistencia o toxicidad.

Con base en su estructura química se clasifi-can en un gran numero de grupos, entre ellos: organoclorados, organofosforados, derivados del ácido carbámico, compuestos organomer-curiales derivados del dinitrofenol, derivados clorados del ácido fenoxiacético, derivados de la urea, derivados triazínicos y piretroides.

De acuerdo con el objetivo de su uso, los plaguicidas se clasifican en compuestos: para el control de plagas (insecticidas, acaricidas, nematicidas, rodenticidas); para el control de enfermedades (fungicidas, protectores de se-millas, bactericidas, micoplasmicidas, antisép-ticos); y para el control de malezas (herbicidas, alguicidas y defoliantes).

Si la persistencia se toma como base para la clasificación, los plaguicidas pueden ser: per-manentes, persistentes, de persistencia mode-rada y no moderada.

Por ultimo, conforme a su modo de acción so-bre las plagas que atacan, pueden ser sistemá-ticos y de contacto y, de acuerdo con su espe-cificidad, selectivos y no selectivos.

En la Tabla 1 se resumen los diferentes tipos de clasificación antes mencionados y se seña-lan algunos ejemplos para cada caso.


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Plaguicidas y Criterios de Riesgo

Los plaguicidas son sustancias de amplio uso; por esto y por su carácter toxico, deben ser es-tudiados cuidadosamente para definir la mag-nitud y tipo de su impacto sobre el ambiente y la salud, su movimiento y transformaciones en el ambiente, su presencia en los tejidos vivos y otros puntos similares.

El Secretariado de las Naciones Unidas publi-có la “Lista consolidada de productos cuyo uso y/o venta han sido prohibidos, retirados, seve-ramente restringidos o que no han sido apro-bados por los gobiernos” (UN, 1991), la cual

Tabla 1. Clasificación de los plaguicidas.

Criterio Clasificación Ejemplos

Por su origen Naturales

Sintéticos

Nicotina, piretrinas, DDT, paration

2,4-D

Por el tipo de plaga que combaten

Insecticidas

Herbicidas

Funguicidas

Molusquicidas

Aracnicidas

Rodenticidas

Nematicidas

DDT, paration, cloropirifos,

2,4-D, paraquat, mancozeb, maneb,

metaldehido, dimetoato, rotenolna,

bromuro de metilo

Por su persistencia

Baja (0-12 semanas)

Moderada (1-18 meses)

Alta (hasta 20 años

Permanentes (+ de 20 años)

Malatión

Atrazina, 2,4-D

DDT

Arsenicales, mercuriales

Por su toxicidad aguda

(según la DL50 para rata, vía oral)

Extremada

Alta

Moderada

Ligera

Carbofurán, paration, metilico

Endrín, disolfoton, endosulfán

Carbarilo, bensulide

Clorotalonil, mancoizeb

Por sus efectos

A corto plazo

A mediano plazo

A largo plazo

Paration, carbofurán

Endosulfán

DDT, lindano

Por su estructura quimica

Organoclorados

Organofosforados

Carbámicos

Triazínicos

Fenoxiacéticos

Bipiridilicos

Piretroides

Ditiocarbámicos

Inorgánicos

Ftalimidicos

Sulfonamidas

Bencimidazoles

DDT, endosulfán, lindano

Paration, malatión

Carbarilo, carbofurán

Ametrina

2,4-D

Paraquat

Permetrina, deltametrina

Mancozeb, zineb

Azufre, oxicloruro de cobre

Captán

Bensulide

Benomilo

contiene sustancias más tóxicas en el merca-do. Los plaguicidas sintéticos representan más del 32% del total de los productos incluidos en esa lista.

En el mundo existen actualmente alrededor de 100,000 sustancias sintéticas de uso co-mún. En consecuencia, es imposible obtener in-formación suficiente sobre los efectos adversos de cada una de ellas. Por esto, el Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA) ha tratado de llegar a un consenso acerca de los criterios que deben regir para considerar cuando una sustancia o grupo de sustancias son peligrosas para el ambiente y/

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PLAGUICIDAS

o la salud (UNEP, 1984). A estos se les conoce como criterios de riesgo y son: producción, dis-tribución, y liberación en el ambiente; presen-cia de sustancias secundarias; persistencia y transformación; bioconcentración, bioacumu-lación y biomagnificación; población expuesta; toxicidad y grado de exposición; efectos en el ambiente físico y químico. Enseguida se des-criben brevemente estos criterios y se discuten para el caso de los plaguicidas.

Producción, Distribución y Liberación en el Ambiente

Este criterio se basa en que:

a) A mayor producción de una sustancia, ma-yor es el riesgo de que cause un impacto glo-bal adverso. Para el caso de los plaguicidas, su producción mundial va en aumento y au-mentan también los tipos de compuestos así como los fines para los que se usan. De acuerdo con la revisión de Henao et al. (1993), el uso de estos productos se incre-mentó, entre 1970 y 1985, de 1.5 a 3 mi-llones de toneladas en todo el mundo. En muchos países, los sistemas de producción agrícola y de lucha contra los vectores de en-fermedades dependen de estos productos de manera excesiva o exclusiva.

b) A mayor número y más amplia distribución geográfica de los centros de producción de una sustancia o grupo de sustancias peligro-sas, mayor es el riesgo en el ámbito mundial. Para el caso de los plaguicidas, hay plantas productoras en un gran número de países y prácticamente todos cuentan con plantas for-muladoras.

c) Cuanto mayor sea la fracción de una sus-tancia que se libere finalmente al medio, ma-yor será el riesgo. En el caso de los plagui-cidas, aunque estos productos se utilizan también en áreas cerradas; la mayor canti-dad se aplica deliberadamente en el campo o en los cuerpos acuáticos.

d) Entre mayor es el número de las fuentes de una sustancia y mas amplia su distribu-ción, mayor es el riesgo global. Las fuentes de plaguicidas no se restringen a las fábricas productoras o formuladoras, sino que inclu-

yen el transporte, la distribución y almacena-miento, así como la aplicación.

e) La posibilidad de un aumento importante en la producción y venta de estos productos. Los datos disponibles indican que el merca-do de los plaguicidas aumenta continuamen-te y que cada vez se diversifican más sus usos. Henao et al. (1993), estiman que la producción mundial de plaguicidas se dupli-cará en los próximos 10 años.

Presencia de Sustancias Secundarias

Durante la producción industrial de una sus-tancia se pueden generar productos no desea-dos, isómeros, subproductos o impurezas que pueden ser, incluso mas tóxicos o peligrosos que la sustancia de interés (Albert, 1990). Los plaguicidas, como grupo, cumplen ampliamen-te con este criterio, ya que en algunos casos presentan impurezas muy peligrosas. Por otra parte, en general la formulación comercial de los plaguicidas incluye disolventes, coadyuvan-tes u otras substancias que pueden ser toxicas por si mismas. Al respecto, se puede predecir que es muy factible que haya sinergismo de los efectos adversos de los plaguicidas en presen-cia de dichos compuestos.

Persistencia y Transformación

Cuanto mas persistente sea un compuesto, mayor será el riesgo debido a su uso, ya que aumenta la posibilidad de que se movilice en el ambiente y de que interactué con los organismos antes de degradarse. Además, su misma persistencia prueba que resiste los mecanismos naturales de transformación y degradación.

La importancia de esta transformación en el ambiente radica en que muchos xenobióticos se pueden transformar en el, o en los seres vi-vos, para dar otras sustancias que sean mucho mas toxicas y/o más persistentes que las ori-ginales. Algunos grupos de plaguicidas, como los organoclorados y los organometálicos, cumplen con creces este criterio. Es importan-te recordar que, en general, las legislaciones no solo exigen que la persistencia y otros pa-rámetros, como toxicidad, se establezcan para


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el ingrediente activo de los plaguicidas, pero no para sus productos de transformación ambien-tal o biológica los que, como ya se dijo, pueden ser mas persistentes o más tóxicos que el pla-guicida en si.

Bioconcentración y Biomagnificación

Bioconcentración es el proceso por el cual un organismo toma del medio sustancias nutritivas y las almacena en sus tejidos. Así, al estar un organismo por largos periodos en contacto con una o mas sustancias xenobióticas, estas se pueden bioacumular en el, esto es, aumentar su concentración en función del tiempo y afec-tar su fisiología, aunque la población no sufra un daño inmediato evidente. Biomagnificación es el proceso por el que algunas sustancias aumentan su concentración, de manera pro-gresiva, a lo largo de las cadenas tróficas.

Dichos fenómenos, como se verá mas ade-lante, son característicos de algunos grupos de plaguicidas, como los organoclorados, e impor-tantes, en especial, para los organismos de ni-veles tróficos elevados, como el hombre y las aves rapaces.

Población Expuesta

Si una sustancia esta dispersa por todo el pla-neta, la probabilidad de que parte de cualquier población esté expuesta a ella es elevada, lo que aumenta definitivamente los riesgos aso-ciados con dicha sustancia. Cuanto mayor sea la población expuesta, mayor será el riesgo que presente la sustancia y más importante será su estudio y su control, ya que la magnitud de las consecuencias adversas también será elevada.

Una gran población está expuesta a los plaguicidas a causa de su trabajo; estimacio-nes de la Organización Mundial de la Salud (OMS) indican que aproximadamente ocurren al año un millón de intoxicaciones, de las cua-les el 70% son de tipo ocupacional (Henao et al., 1993). Esto, en si, seria motivo suficiente para el estudio y control de estos productos; sin embargo, se supone que actualmente la gran mayoría –sino es que la totalidad- de la espe-cie humana, está en contacto con algún tipo de plaguicida o derivado de estos, como ocurre,

por ejemplo, a través de los residuos que se in-gieren con los alimento. Considerando que la dieta de los seres humanos puede ser tan di-versa en contenido como en origen geográfico, el control de la exposición a una sustancia cu-yos residuos se encuentren en los alimentos es extremadamente difícil, si no es que imposible.

Toxicidad y Grado de Exposición

Para evaluar correctamente el riego derivado del contacto con una sustancia se requieren datos sobre: a) su presencia y distribuciones el ambiente, a partir de los cuales se pueda calcular el grado y el tiempo de la exposición del hombre y otros organismos a ella y b) la toxicidad de la sustancia hacia diversos orga-nismos.

A muchos de los plaguicidas se les reconoce una elevada toxicidad aguda y hay, además, in-numerables referencias sobre su toxicidad cró-nica, así como sobre sus efectos a largo plazo, perinatales y transgeneracionales.

Importancia de los Criterios de Riesgo

De esta revisión somera de las características de los plaguicidas y en el contexto de los crite-rios de riesgo aceptados internacionalmente se concluye que es prioritario el estudio y control de estas sustancias.

Es evidente que los gobiernos deben ana-lizar cuidadosamente los criterios de riesgo para cada plaguicida antes de otorgarle el re-gistro de uso o renovarlo. Existe información suficiente, tanto en las compañías productoras como en las agencia internacionales, para que la evaluación del riesgo de cada plaguicida sea relativamente fácil y no se justifica que se per-mita el uso de productos obsoletos o la impor-tación de tecnología peligrosa que puedan sig-nificar un riesgo inadmisible para el ambiente o la salud de la población, ahora y en el futuro.

Características Fisicoquímicas

y Procesos Relacionados

Como todos los contaminantes, cada plagui-cida tiene propiedades que los distinguen de los demás, y determina como se comportará

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PLAGUICIDAS

el compuesto en el medio ambiente y cuales serán sus efectos sobres los organismos.

Presión de Vapor

La presión de vapor de un plaguicida determi-na su grado de volatilización, por lo que está relacionada con la movilidad atmosférica del compuesto (Madhun y Freed, 1990). Por ejem-plo, un plaguicida líquido con una alta presión de vapor tiende a volatilizarse rápidamente. Los estudios en campo han demostrado que, inmediatamente después de la aplicación, los residuos de los plaguicidas sobre las plantas son generalmente menores para compuestos volátiles que cuando, en las mismas condicio-nes, se aplica la misma dosis de compuestos no volátiles. Es por ello que la presión de vapor permite calcular las perdidas del plaguicida hacia la atmósfera y corregir las fórmulas y for-mas de aplicación para un control efectivo de la plaga (Ritcey et al., 1981).

Solubilidad del Agua

Esta propiedad depende, en parte, de la po-laridad o de las características eléctricas del compuesto. Si el plaguicida en cuestión se puede ionizar –si es un ácido, una base o una sal- la solubilidad tiende a ser mayor que la de uno menos polar como un organoclorado, un organofosforado o un carbamato. Por tal moti-vo, los compuestos de baja polaridad tienden a concentrarse tanto en la interfase aire-agua como en la superficie de las partículas coloida-les de esta última. Esta característica marca la tendencia de algunos plaguicidas para escapar del agua hacia otro liquido inmiscible, como un disolvente no polar o hacia los organismos acuáticos. De esta relación se parte para cal-cular el coeficiente de partición, cuya medida refleja como se distribuye un agente químico entre un estado acuoso o hidrofílico o uno lipofílico.

Coeficiente de Partición

Este es un buen índice de la posible adsor-ción del compuesto por la materia orgánica y los sedimentos en la columna de agua. La concentración de un plaguicida en agua libre

de sedimentos puede resultar mayor que si esta presenta una gran cantidad de arcillas (Madhun y Freed, 1990). Debido a la tendencia de las partículas a precipitarse, los fondos de los cuerpos de agua son considerados como un sustrato ideal para determinar los niveles de concentración de estos contaminantes. Por esta razón, los organismos con hábitos bentónicos (ligados al fondo) pueden recibir un mayor impacto.

Por otra parte, el coeficiente de partición tam-bién determina la facilidad con la que un pla-guicida, particularmente uno no polar o no ioni-zable, pueda se acumulado por un organismo. Esto último se relaciona con la presencia de material lipofílico en los organismos y, como se verá en los siguientes párrafos, es uno de los fenómenos más importantes en la ecotoxicolo-gía de estas sustancias.

Bioconcentración y Biomagnificación

En términos generales, estos fenómenos ocu-rren cuando un agente químico logra atravesar las barreras fisiológicas y es almacenado en los depósitos del organismo (Fig.1). El factor de bioconcentración (FBC) esta determinado por la solubilidad del compuesto y por su coeficien-te de partición. A mayor solubilidad en agua, el plaguicida puede ser excretado fácilmente y el FBC es menor. Por el contrario, a valores altos de coeficiente de partición, el FBC aumenta.

Si el coeficiente de partición es bajo y la de-gradación del compuesto alta, este puede eli-minarse hasta una concentración cercana al nivel de equilibrio. Si la tasa de excreción o el metabolismo son bajos o si la sustancia es mas soluble en grasa y es fuertemente adsor-bida por los constituyentes del cuerpo, la con-centración final en el organismo puede ser mas alta que la concentración promedio del medio acuoso en el cual se encuentra el organismo; este proceso se llama bioconcentración y de-pende, sobre todo, de la naturaleza química del compuesto, de la cantidad que está en contac-to con el organismo y de la velocidad de absor-ción y excreción del producto en cada organis-mo (Tulp y Hutzinger, 1978; Chiou, 1985).

Por otro lado, un organismo de un alto ni-vel trófico puede acumular una concentración

Figura 1. Bioconcentración y biomagnificación de los plaguicidas persistentes y características fisicoquímicas que modulan estos procesos. Laas flechas dobles indican mecanismos de equilibrio directo.

10 ppm 20 ppm

20 ppm

20 ppm

10 ppm 10 ppm

10 ppm

EQUILIBRIO BIOCONCENTRACIÓN BIOMAGNIFICACIÓN

30 ppm

Coeficiente de Partición(Kow)

Solubilidad en agua(S)

Fac

tor

de

Bio

con

cen

trac

ión

-

+

+

+

-

-

Kow

S

Consumode Alimento

Intercambiode Agua

Depósitoen grasa corporal

VíaGastrointestinal

Vía Branquialy Dérmica Sistema

Circulatorio

Metabolismo

Excreción


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mayor que la del medio o la del alimento del organismo que forma la base de la cadena alimentaria. Este proceso de aumento en la concentración del contaminante a lo largo de la cadena trófica es llamado biomagnificación y, al igual que la bioconcentración esta rela-cionado con el coeficiente de partición del con-taminante (Connell, 1988 y 1990; Madhun y Freed, 1990).

Se ha comprobado que altos valores de FBC corresponden a altos valores de toxicidad (Kanazawa, 1981). Por esta razón el fenóme-no de bioconcentración es uno de los proble-mas mas importantes que se presentan en los organismos acuáticos expuestos a plaguicidas persistentes.

En síntesis, puede decirse que la presión de vapor, la solubilidad en agua y el coeficiente de partición están relacionados con la movilidad de los plaguicidas de los plaguicidas en el am-biente, con su grado de adsorción por la ma-teria orgánica y los sedimentos, y con su asi-

milación y su potencial de bioconcentración y biomagnificación.

Desarrollo de Resistencia

La exposición repetida de un organismo a un plaguicida en particular, puede dar como re-sultado que este se vuelva resistente a dicho compuesto químico. La resistencia puede de-sarrollarse mediante diversos mecanismos; el mas común es la capacidad bioquímica adqui-rida por el organismo-plaga para transformar el plaguicida en un producto que no le sea toxico.

Así, los individuos sobrevivientes de una ge-neración, transmiten las características de re-sistencia a sus descendientes. Este fenómeno ha sido demostrado en muchas especies de animales y se debe a la capacidad de los orga-nismos-plaga para desarrollar líneas genéticas que pueden sobrevivir cuando son expuestas a dosis a las que eran susceptibles las genera-ciones anteriores (Tabla 2).

165

PLAGUICIDAS

De acuerdo con el PNUMA (UNEP, 1987), para 1965 se conocían 182 especies de artró-podos resistentes a diversos compuestos; este numero se incrementó a 364 una década des-pués y creció a 432 en 1980. De las especies de insectos recientes a los plaguicidas, identi-ficadas hasta 1980, 59% pertenecen a plagas agrícolas, 38% transmisores de enfermedades del hombre y 3% organismos benéficos (Henao et al, 1993).

A menudo, los insectos que desarrollan resis-tencia a un plaguicida también son inmunes a otros no relacionados con el; a esto se le llama resistencia cruzada.

Una de las consecuencias del desarrollo de especies resistentes es que, generalmente, los usuarios recuren a mayores dosis de aplicación al uso de mezclas de compuestos para enfren-tar el problema; con consecuencias adversas para el ambiente (Henao et al., 1993).

Efectos Ambientales

Los efectos indeseables de los plaguicidas so-bre el ambiente se pueden agrupar en los que ocurren: a corto plazo en el ambiente cercano, y a largo plazo en el ambiente lejano. A conti-nuación se discute cada grupo brevemente.

Efectos a Corto Plazo en el Ambiente Cercano

Entre estos se encuentran, por un lado, la contaminación inmediata del ambiente abiótico

(suelo, aguas superficiales y subterráneas y aire) y, por otro lado, la muerte de organismos sensibles a los que no se deseaba afectar con la aplicación de plaguicidas, como los enemi-gos naturales de las plagas o los insectos be-néficos. A corto plazo, los plaguicidas afectan momentáneamente el equilibrio fisiológico de todos los organismos expuestos, incluidos los seres humanos.

Este grupo de efectos incluye las mortanda-des de aves y peces, frecuentemente en mu-chas regiones agrícolas que pueden, inclusi-ve, llegar a afectar la diversidad biológica de la zona (Pimentel et al., 1980). En este grupo es de esperar especial interés el impacto adverso sobre los organismos que se encuentran en la base de las redes tróficas, como el plancton, las bacterias nitrificantes y los microorganis-mos del suelo.

Efectos a Largo Plazo en el Ambiente Cercano

Cuando los plaguicidas son persistentes o permanentes y se utilizan con frecuencia, con cada aplicación se agregan al ambiente nue-vos contaminantes que requerirán años para degradarse. Así, aunque el producto deje de usarse en un lugar determinado, los suelos, los sedimentos y los mantos freáticos, quedan contaminados por muchos años y requerirán que se tomen medidas drásticas para regre-sarlos a su estado original que, en los países en desarrollo, no siempre son costeables o factibles.

Otro efecto que ocurre a mediano y largo pla-zo en el ambiente cercano es el desarrollo de resistencia en los organismos de la plaga y la aparición de nuevas plagas (plagas emergen-tes) o de plagas secundarias.

La aparición de especies resistentes y las al-teraciones ecológicas y agronómicas resultan-tes causan cambios en el uso del suelo, y de esto, surgen problemas adicionales. Uno de los más importantes, por sus repercusiones a lar-go plazo, es la exposición indirecta de la pobla-ción a los plaguicidas por la ingestión continua de alimentos contaminados con sus residuos, por ejemplo, cuando se establecen cuencas lecheras o productoras de alimentos para ani-males en regiones en las que previamente se

Tabla 2. Especies resistentes a diversos insecticidas (1970-1980).

Según Dover y Croft, (1984).

Grupos 1970 1980

DDT 98 229

Ciclodiénicos 140 269

Organofosforados 54 200

Carbamatos 3 51

Piretroides 3 22

Fumigantes 3 17

Otros 12 41


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han usado plaguicidas permanentes o persis-tentes.

Este cambio en los usos del suelo acelera la transferencia de los residuos de plaguicidas a los eslabones superiores de la cadena trófica; no es posible predecir los efectos adversos que puedan presentarse a largo plazo en la pobla-ción que consume los alimentos así contami-nados.

También puede ocurrir una contaminación irreversible de los suelos y los mantos freáti-cos, lo que es de importancia en las zonas en donde el agua para consumo humano se obtie-ne principalmente de pozos.

Efectos adicionales son la reducción de la di-versidad biológica, así como la bioacumulación y la biomagnificación de los residuos de los pla-guicidas persistentes, por las cuales estos pro-ductos llegan a los eslabones superiores de la cadena trófica y se concentran en ellos, con-taminando a los alimentos y, eventualmente, a los seres humanos. La mayoría de estos efec-tos están asociados con la persistencia de los plaguicidas.

Efectos a Largo Plazo en el Ambiente Lejano

Estos requieren que el plaguicida mismo, al-guno de sus productos de transformación o de sus contaminantes, sean persistentes. Tal es el caso de los plaguicidas organoclorados, los cuales son muy persistentes, lo que les permite movilizarse en el ambiente, llegar a sitios remo-tos al de su uso inicial y causar alteraciones en organismos que no se deseaba afectar.

Entre estos efectos está la presencia de plaguicidas en las zonas polares -en donde no se usan-, su biomagnificación a través de las redes tróficas, la extinción de especies y, natu-ralmente, su presencia en los alimentos, sobre todo de origen animal (McEwen y Stephenson, 1979; Albert, 1990). En este grupo de efectos también debe incluirse la presencia de residuos de plaguicidas en tejidos humanos y en la le-che materna (IPCS, 1979; Albert, 1981). Estos problemas han justificado la sustitución de los productos persistentes por otros no persisten-tes y han causado que el uso de plaguicidas permanentes, como los organomercuriales, se hayan descontinuado prácticamente en todo el mundo.

los plAGuIcIdAs en el contexto de lA ZonA costeRA

Fuentes de Plaguicidas

Las descargas urbanas e industriales, tanto continuas como ocasionales, son fuentes de plaguicidas para la zona costera. Sin embar-go, las actividades agrícolas y las campañas de salud son el principal origen de estos compuestos debido a la amplitud de usos y al manejo de grandes volúmenes. El volumen de los contaminantes que generan estas dos acti-vidades está en función del tipo de plaga, del cultivo o vector, y de las condiciones climáticas imperantes. Estas variables determinan la tasa y frecuencia de aplicación de los plaguicidas y, de manera directa, el grado de peligro que representa la fuente para el medio.

Las tasas de aplicación de los plaguicidas es-tán determinadas por el número de especies que se desea controlar, la resistencia relativa de estas a los compuestos utilizados y la can-tidad de generaciones que presenten por año

(Martín, 1973), así como por la persistencia de la actividad biológica del ingrediente activo (Plapp, 1981). De esta manera, el volumen de uso de un plaguicida, puede variar desde unos gramos por hectárea, como en el caso de al-gunos piretroides, hasta varios kilogramos por hectárea como ocurre con algunos herbicidas e insecticidas.

Dado que la respuesta de una plaga a un de-terminada calidad de plaguicida es logarítmica, una dosis de aplicación 10 veces más alta eli-mina solamente el doble de organismos, por lo que se requiere de grandes cantidades del compuesto para la eliminación total de una po-blación. Esta relación tiene graves implicacio-nes para el medio en algunos cultivos, como frutales y hortalizas, ya que estos requieren de la eliminación de gran parte de las plagas con el fin de obtener productos de mejor apariencia que cumplan con criterios estéticos.

167

PLAGUICIDAS

La frecuencia de aplicación de los plaguicidas presenta también marcadas variaciones, en función del tipo de plaga y del cultivo o vec-tor. Por ejemplo, en el caso de las hortalizas y el cultivo del algodón, se requiere de múlti-ples aplicaciones de distintos compuestos para controlar a los diferentes insectos que los ata-can. De igual forma, para el control de áreas con paludismo hiperendémico se requiere de hasta tres aplicaciones anuales para mante-ner niveles adecuados de morbilidad. En el otro extremo se puede mencionar al control de langosta y diferentes tipos de insectos sal-tadores, en donde con una o dos aplicaciones cada cierto número de años pueden obtenerse los resultados deseados (Green et al., 1977). Como ejemplo intermedio se pueden mencio-nar las aplicaciones anuales de herbicidas para un control efectivo de malas hierbas (Madhun y Freed, 1990).

Como ya se mencionó, un problema que re-sulta de las aplicaciones frecuentes es el de-sarrollo de resistencia al plaguicida por parte de los organismos o la sustitución de espe-cies susceptibles por otras más tolerantes (Georghiou y Mellón, 1983), lo que trae como consecuencia que se deba utilizar mayores cantidades de plaguicidas para obtener resul-tados de control similares.

Mecanismos de Degradación

y Transporte

Las vías por las cuales un plaguicida se distri-buye en el ambiente son bien conocidas, lo que no se conoce muy bien son las cantidades que se distribuyen por cada vía. Esto depende de las propiedades fisicoquímicas del compuesto y de las condiciones ambientales específicas. La figura 2 muestra, de manera conceptual, la interacción de los diferentes mecanismos de transporte y degradación de los plaguicidas en la zona costera. A continuación se describen estos mecanismos y sus principales factores condicionantes.

Degradación Biótica y Abiótica

Una vez que los plaguicidas han sido liberados en el ambiente, sufren varias reacciones físi-

cas, químicas y biológicas que los transforman en otros compuestos. Generalmente resulta difícil determinar cuando un plaguicida se en-cuentra bajo una transformación biótica o abió-tica, ya que en muchos casos ambos procesos ocurren de manera simultánea.

Las transformaciones abióticas tienen un im-portante papel en el destino final de los plagui-cidas en el ambiente. Aún en medios de intensa actividad biológica, como el suelo, las transfor-maciones abióticas pueden llegar a dominar el comportamiento de estos compuestos (Wolfe et al., 1980 y 1990; Wolfe, 1992).

La luz solar es una de las fuerzas primarias que provocan la degradación de plaguicidas de los diferentes compartimentos. La fotólisis, tanto en el suelo como en el agua, es el proce-so en el cual la luz visible o la ultravioleta cau-san la transformación de estos contaminantes a otras sustancias y se inicia la ruta hacia la mi-neralización.

Otras reacciones abióticas de los plaguici-das que ocurren en el agua y los sedimentos son la hidrólisis y las reacciones de oxidación y reducción. Los parámetros fisicoquímicos que condicionan la reactividad de los plaguicidas en estos substratos son el pH, la temperatura, las sustancias orgánicas disueltas y particula-das, la presencia de ciertos iones metálicos y el estado de reducción de la columna de agua. (Madhun y Freed, 1990; Wolfe et al., 1990). Las transformaciones abióticas no siempre redu-cen la actividad biocida de los compuestos. Además, los productos de ciertas transforma-ciones pueden ser más tóxicos que el plagui-cida original.

Por otro lado, la degradación biótica de los plaguicidas se efectúa principalmente por la enorme cantidad y diversidad de microorga-nismos del suelo y del agua; se calcula que, tan sólo en el suelo, la cantidad de células ac-tivas puede ser de 1012 por gramo de sustrato (Vasilyeva et al., 1992). Esta degradación ocu-rre por medio de diversos mecanismos y tien-de a reducir la persistencia y toxicidad de los plaguicidas (Tabla 3). Sin embargo, al igual que en las reacciones abióticas, el resultado de tal degradación es un compuesto de estructura di-ferente, que no siempre es menos tóxico ni me-nos estable que el que le dio origen.

Figura 2. Diagrama simplificado de los mecanismos de degradación y transporte de los plaguicidas en la zona costera. Las flechas sencillas indican el sentido del transporte; las flechas dobles

indican mecanismos de equilibrio directo.

USOAGRICOLA

CAMPAÑASDE SALUD

FUENTESDE PLAGUICIDAS

PlaguicidaDisuelto

Plaguicidadisuelto

PlaguicidaDisuelto

PlaguicidaParticulado



Aguas deEscorrentia

PrecipitaciónHúmeda

PrecipitaciónSeca

Corrientes

Evaporación

Viento

Transporte Biológico

Transporte Ambiental

Degradación Físicay Biológica

Adsorción y Desadsorción

SIMBOLOGIA

Difusión

Migración

y mareas

Excreción y Muerte

Se

dim

en

taci

ón

Re

susp

en

sió

nMantoFreático


168

Transporte Ambiental

Desde el momento en que entran al ambiente, los plaguicidas quedan expuestos a los diferen-tes flujos de energía, y los movimientos del aire y el agua, que actúan como mecanismos de transporte hacia otros sitios. Las rutas de estos contaminantes pueden ser cíclicas y, sobre

todo en el nivel de meso y macroescala, es-tán condicionadas por los factores ecológicos y climáticos, en tanto que, en la microescala, sus propiedades fisicoquímicas como presión de vapor, solubilidad en agua y coeficiente de partición son determinantes para su transporte y disponibilidad (Gillette et al., 1974; Kenaga, 1975; Torence y Fosbraey, 1982).

169

PLAGUICIDAS

Una de las vías principales por la que los plaguicidas son desplazados fuera de las áreas en donde son aplicados, es la atmósfe-ra. Se calcula que entre el 40 y el 80 del volu-men que se aplica se pierde por volatilización (Plimmer, 1992). Dependiendo de las condicio-nes ambientales, diferentes proporciones de estos compuestos se depositan en otras áreas terrestres, o directamente en los cuerpos acuá-ticos. Esto puede ocurrir por precipitación seca o húmeda, cuando dichos contaminantes son precipitados por la lluvia.

Los plaguicidas que se aplican directamen-te al suelo para el control de plagas, junto con los que son acarreados de otras regiones por el viento, conforman el compartimento terrestre de estos contaminantes. Dependiendo de sus propiedades fisicoquímicas y de las caracterís-ticas del medio, los plaguicidas pueden estar en forma particulada o disuelta. La pérdida por percolación a partir de este compartimento se calcula en 1% (Plimmer, 1992.); parte de esta proporción puede reincorporarse a la superficie cuando el manto freático intersecta la superfi-cie de manera natural, o cuando el agua se ex-trae para uso humano.

A partir del compartimento terrestre, los pla-guicidas pueden ser transportados por las aguas de escorrentía, en solución o suspen-sión, o bien, ligados a la materia orgánica y a

los sedimentos que son arrastrados por la mis-ma escorrentía. De esta manera, los plaguici-das presentes en la cuenca de drenaje de una laguna costera pueden llegar hasta ella sin ne-cesidad de ser vertidos en los cauces principa-les (Benítez et al., 1991).

Al llegar a las aguas costeras, los plaguicidas se distribuyen en dos compartimentos: la co-lumna de agua y los sedimentos del fondo. Uno de los factores que contribuyen a esta sepa-ración es el fenómeno conocido como trampa de nutrientes. Tal evento se produce durante la mezcla del agua dulce y marina, lo que provo-ca la floculación y sedimentación de la materia orgánica, los nutrientes y los elementos traza provenientes de los ríos. De esta manera, los plaguicidas ligados a estos elementos se preci-pitan y pasan al compartimento del fondo.

Tanto en la columna de agua, como en los sedimentos, los plaguicidas pueden estar di-sueltos o en forma particulada. Y esta forma son tomados por los organismos a través de sus agallas y piel durante la respiración y oral-mente con los alimentos. Algunos compues-tos son entonces distribuidos a través de va-rios órganos del cuerpo, biotransformados y parcialmente excretados. Mediante estos me-canismos de excreción, o por la muerte de los organismos, los plaguicidas se incorporan a los sedimentos del fondo, de donde pueden ser re-

Tabla 3. Transformaciones biológicas comunes en los ambientes acuáticos-terrestres (Según Schnoor, 1992).

Oxidación RCH3 → RCH2OH

Desalquilación oxidativa ROCH3 → ROH+HCHO

Descarboxilación RCOOH →R-H+C02

Hidroxilación de anillos aromáticos Ar → ArOH

Ruptura de anillos Ar(OH)2 → CHOCHCHCHCOHCOOH

β-oxidación CH3CH2CH3COOH → CH3COOH+CH3COOH

Epoxidación R2C=CR2 → R2C-CR2

O

Oxidación de azufre R2S → R2SO

Oxidación de aminas RNH2 → RN02

Deshalogenación hidrolítica RCHClCH3 → RCHOCH3+Cl’

Deshalogenación reductiva RCCI2R → RCHCIR+CI’

Deshidrohalogenación RCH2CHCICH3 → RHC=CHCH3


170

suspendidos por los movimientos de la colum-na de agua.

Los plaguicidas disueltos y particulados de la columna de agua pueden ser acarreados a grandes distancias por las corrientes y mareas. Asimismo, los organismos que acumulan estas sustancias en sus tejidos, pueden transportar-las a otras regiones durante sus desplazamien-tos migratorios.

Efectos sobre el Ambiente Biótico

Niveles de Impacto

De acuerdo con lo propuesto por McDowell et al. (1988), la respuesta de los organismos a los plaguicidas puede manifestarse en cuatro niveles de organización biológica: 1) bioquími-co y celular; 2) sistémico, 3) poblacional y 4) de comunidad. En cada caso, la respuesta inicial ante la presencia de plaguicidas es el desen-cadenamiento de mecanismos para reducir o resistir el impacto del contaminante.

Ejemplos de estos mecanismos son los pro-cesos de biotransformación (en el nivel bio-químico) o la aparición de formas resistentes (en el nivel de poblaciones). Dichos procesos pueden contrarrestar la capacidad dañina del compuesto, a menos que la concentración del contaminante rebase el umbral del sistema y este último sea completamente superado por el efecto perturbador.

No todas las respuestas tienden a causar una degeneración del siguiente nivel de organiza-ción y, sólo cuando los mecanismos de com-pensación o adaptación en un nivel empiezan a fallar, comienzan a aparecer los efectos dele-téreos en el siguiente nivel. A continuación se dan ejemplos de los efectos adversos de los plaguicidas en los diferentes niveles de orga-nización:

Bioquímico y Celular

Incluye efectos tales como la bioconcentración en órganos específicos, sobre todo, hígado, riñones y sistema nervioso; la inhibición de la madurez sexual; la inhibición enzimática de la síntesis protéica y de la actividad cerebral (Mi-

yamoto, 1976; Johnson y Finley, 1980; IPCS, 1986a, b y c; Jett, 1986).

Sistémico

Incluye todas las respuestas del organismo completo. Uno de los impactos extremos de los plaguicidas en este nivel es la muerte del orga-nismo. Aparte de la exposición letal directa, han sido reportados efectos subletales para la ma-yoría de las especies de organismos. Depen-diendo del tipo de organismo de que se trate, la exposición a concentraciones subletales de plaguicidas puede causar cambios genéticos, fisiológicos y conductuales.

Entre estos efectos se pueden mencionar el incremento a la tolerancia o resistencia (Collins, 1985; Milio, 1987), el deterioro en la reproducción (Nimmo et al., 1981; Henny et al., 1983), la reducción o inhibición del crecimiento (Nimmo et al., 1981) y la generación de defor-midades en la columna vertebral (Mayer et al., 1977). Otros efectos reportados son la pérdi-da de peso corporal (Grue et al., 1982), la in-hibición en la eclosión de huevos (Goodman et al., 1979; King et al., 1984), el adelgazamien-to de cascarones y la mortalidad embrionaria (Mendenhall et al., 1983), la alteración de los hábitos alimenticios y la respuesta de evasión (Madhun y Freed, 1990).

Poblacional

Los plaguicidas pueden causar diversas alte-raciones en este nivel, entre ellas la disminu-ción de la tasa de natalidad y de crecimiento, el incremento de la tasa de mortalidad y los cambios en la estructura de edades y en el re-clutamiento (Nimmo et al., 1981; IPCS, 1986a y b; McDoweII et al., 1988).

El impacto adverso de los plaguicidas en este nivel es de gran trascendencia económica y social, ya que numerosas poblaciones de or-ganismos acuáticos son la base de importan-tes pesquerías. De acuerdo con Pimentel et al. (1992), en los Estados Unidos, las pérdidas económicas derivadas de la mortandad de pe-ces por plaguicidas se estiman entre 10 y 24 millones de dólares anuales. Sin embargo, di-cho impacto no siempre es obvio y, frecuente-mente, tiene un carácter insidioso. La mayoría de los compuestos causa impactos más serios de lo que aparenta, por ejemplo, cambios a me-

171

PLAGUICIDAS

diano y largo plazo en el potencial productivo más que efectos de toxicidad aguda.

De Comunidad

Algunas generalizaciones sobre los efectos de los plaguicidas en este nivel pueden men-cionarse a partir de lo señalado por Bourdeau y Treshow (1978) para los contaminantes en general:

a) Las exposiciones accidentales agudas provocan un retroceso de la sucesión natu-ral a un estado previo. Este retroceso pue-de ir acompañado por una disminución de la diversidad. La resistencia a estas pertur-baciones no está relacionada con el grado de complejidad de los ecosistemas. De he-cho, los ecosistemas simples, especialmen-te aquellos que se desarrollan en ambientes de estrés, pueden ser más capaces de resis-tir una perturbación de este tipo. b) La expo-sición crónica puede causar modificaciones graduales en la estructura de los ecosiste-mas. Las especies son reemplazadas por otras que pueden sobrevivirá las nuevas con-diciones imperantes, con la consecuente al-teración de la fisonomía y la biocenosis. Las relaciones tróficas pueden verse alteradas, así como la productividad del ecosistema en general.

Tabla 4. Toxicidad ( CL50) y persistencia (vida media) de algunos plaguicidas.

Plaguicida CL50 (mg/l) VM (semanas)

DDT 0.004 489

Lindano 0.86 84

Paration etílico 1.350 12

Malatión 0.080 1-2

Clorpirifós 0.051 1

Carbarilo 1.900 1

2,4-D 110.000 1-25

Permetrina 0.005 4

Diazinon 0.090 12

CL5o = Concentración a la que se muere el 50% de la población de un organismo experimentalmente

expuesto a un contaminante. Los datos corresponden al pez Oncorhynchus mykiss.

(Según WHO/FAO, 1975; Mayer, 1987; Mayer y Ellersieck, 1986.

**VM = Vida media del plaguicida en agua (Según US-FDA, 1981; Wullis y McDowell, 1982;

Singh et al., 1991; Muir, 1991 Pait et al., 1992).

Factores Condicionantes

La naturaleza y magnitud del impacto de los plaguicidas sobre el ambiente están influen-ciadas por diferentes factores entre los que se encuentran: las características del compuesto y del ambiente; los aspectos tróficos y la natu-raleza del hábitat afectado; la edad del organis-mo. A continuación se describen brevemente estos factores.

Características del Compuesto y del Ambiente

Dos características de los plaguicidas que de-terminan su impacto sobre el ambiente son la toxicidad y la persistencia. El grado y tipo de toxicidad de un compuesto determinará el ries-go de muerte de los organismos o la magnitud de los efectos subletales, dependiendo de la intensidad, frecuencia y duración de la expo-sición. Por su parte, la persistencia definirá su permanencia en el medio sin menoscabo de su poder tóxico. Ambas propiedades son específi-cas para cada compuesto y varían grandemen-te entre las diferentes clases de plaguicidas (Tabla 4).

Entre los factores ambientales más importan-tes que determinan el grado de impacto de los plaguicidas están la temperatura, el grado de salinidad y la composición química del sistema


172

acuático (NOAA/OAR, 1989; Schnoor, 1992). Estas variables no sólo modifican las propieda-des toxicológicas de los plaguicidas, si no que, además, cuando presentan valores extremos, pueden ser un factor de estrés que haga a los organismos más susceptibles al impacto de los contaminantes.

Factores Tróficos y Naturaleza del Hábitat

Entre los factores tróficos que determinan el grado de impacto de los plaguicidas están el nivel que ocupa el organismo afectado en cadena alimentaria; por ejemplo, la muerte de los organismos que forman el plancton afecta la base de las redes tróficas acuáticas, por lo que el impacto ecológico es mayor. Asimismo, la eliminación de la vegetación natural por efec-to de algunos defoliantes reduce la diversidad de especies y disminuye la principal fuente de energía del ecosistema, lo que altera la base de las principales cadenas alimentarias.

Algunas comunidades como manglares, pas-tos de pantano y pastos marinos, son hábitats críticos para infinidad de organismos, es decir, son indispensables para el desarrollo de cier-

tas etapas biológicas (Lara-Domínguez et al., 1991). Además, en estos ecosistemas exis-te una estructura trófica muy compleja, en la cual muchos de los organismos que la com-ponen viven cerca del límite de sus intervalos de tolerancia, lo que los hace particularmente sensibles ante cualquier interferencia humana (Odum, 1970).

Edad del Organismo

La susceptibilidad de los organismos a los plaguicidas varía a lo largo de su ciclo de vida. En términos generales, los primeros es-tadios larvarios y juveniles son más sensibles a la acción tóxica de estos compuestos que los adultos de la misma especie. Esto se ha comprobado en cangrejos (Cáncer magister), peces (IPCS, 1984) y aves silvestres (Anas platyrhynchos y Couturnix couturnix japonica) (Hill y Camardese, 1982; Hudson et al., 1972). Sin embargo, no siempre los organismos más jóvenes son los más susceptibles, por ejemplo Hudson et al. (1972) encontraron que las aves juveniles sólo eran más sensibles que los adul-tas, para seis de los 14 plaguicidas utilizados en el experimento.

conclusIones

Como se ha visto a lo largo de este capítulo, los plaguicidas incluyen una gran variedad de compuestos que son utilizados muy amplia-mente para el control de diversos organis-mos-plaga. Debido a que la acción de estos contaminantes no es selectiva, su aplicación indiscriminada puede causar serios impactos sobre el ambiente.

A causa de su alta producción, distribución y liberación en el ambiente; la presencia de sus-tancias secundarias; su persistencia, transfor-mación, capacidad de bioconcentración, bio-acumulación y biomagnificación; la población expuesta; su toxicidad y efectos adversos en el ambiente, una gran cantidad de plaguicidas es-tán incluidos en la lista de sustancias químicas peligrosas y fenómenos de importancia global para el ambiente, que ha sido elaborada por el Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA).

En función de sus propiedades fisicoquími-cas, los plaguicidas pueden ingresar a los am-

bientes acuáticos costeros a través de numero-sas rutas, entre las que destacan las aguas de escorrentía y la precipitación atmosférica.

La presencia de residuos de plaguicidas en el medio acuático es un problema real que amenaza la estabilidad de estos ecosistemas. Como lo demuestran numerosos trabajos cien-tíficos en todo el mundo.

Uno de los impactos extremos de estos con-taminantes es la muerte de numerosas es-pecies de importancia ecológica y comercial. Sin embargo, los problemas que causan los plaguicidas no siempre se manifiestan con mortandades masivas de organismos; los im-pactos más frecuentes - y más graves - son de tipo crónico y subletal, como resultado de la exposición a bajos niveles de concentración de estas sustancias. Estos impactos negativos ocurren en diferentes niveles de organización, desde el nivel celular hasta el de comunidad, y afectan las diferentes partes de la cadena tróficas, desde los niveles más bajos como el

173

PLAGUICIDAS

plancton, hasta el tope de la cadena como los peces, las aves y los seres humanos.

Los efectos subletales son especialmente difí-ciles de detectar y de atribuir a una sola causa. Finalmente, es necesario considerar no sólo el

efecto del compuesto individual, sino también sus interacciones con otros que actúan simul-táneamente sobre los organismos, es decir, su potencial de sinergismo, ya que éste es el es-cenario de exposición más usual.

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176

177

Resumen

Se presenta una breve descripción del desarrollo histórico de los plaguicidas y de sus principales clasificacio-nes, con énfasis en la clasificación conforme a su estructura química. Se detallan los principales grupos de insecticidas: organoclorados, organofosforados, carbámicos y piretroides, con especial atención a sus propie-dades físico-químicas y biológicas, tales como persistencia y toxicidad aguda, que puedan causar daños a los organismos acuáticos. Se mencionan algunos de estos daños.

AbstRAct

A brief description of the historical evolution of pesticides and the most important groups of these chemicals, in particular, those based on chemical structure, is presented. The main groups of insecticides (organochlorines, organophosphates, carbamates and pyrethroids) are described, with particular emphasis on their physicoche-mical and toxicological characteristics, such as persistence and acute toxicity, which may be hazardous for aquatic life. Some of these hazards are mentioned.

Química y Ecotoxicología de los Insecticidas

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8


178

IntRoduccIón

Desde la antigüedad, el hombre ha necesitado combatir a los insectos que atacan sus cultivos. En el pasado, se usaron para este fin, produc-tos naturales como el piretro, sin embargo, el control de insectos no tuvo grandes avances hasta fines del siglo XIX, cuando se introdu-jeron el keroseno y el azufre. Estos fueron los primeros insecticidas que se usaron de una manera relativamente amplia.

Los primeros plaguicidas sintéticos que se co-mercializaron fueron insecticidas; esto ocurrió después de 1940, como consecuencia del des-cubrimiento de las propiedades insecticidas del DDT, la utilidad de este insecticida impulsó a la industria química a la búsqueda de otros pro-ductos con propiedades similares, es decir, de alta persistencia, baratos y eficaces contra un gran número de insectos.

Sin embargo, poco después empezaron a surgir los problemas que causaban estos pro-ductos; por ejemplo, que atacaban por igual to-dos los insectos, no desaparecían al final de la cosecha y se desplazaban en el ambiente has-ta llegar a sitios remotos de aquellos en los que se habían aplicado. También se empezaron a observar los primeros casos de resistencia, in-corporación a la red trófica, biomagnificación y amenaza de extinción para algunas especies, los que se asociaron con estos compuestos.

La búsqueda de nuevos insecticidas sintéti-cos de baja persistencia y mayor especificidad dio como resultado la identificación o la sínte-sis y la comercialización de los diversos gru-pos de compuestos que se describirán en este capítulo.

clAsIfIcAcIón

Los insecticidas se pueden clasificar en: inor-gánicos, biológicos y sintéticos. Los principales insecticidas inorgánicos son derivados de plo-mo, arsénico y cobre; se usaron en cantidades importantes antes de la era del DDT, pero en la actualidad su uso en todo el mundo es prácticamente nulo, debido a sus propiedades indeseables, en particular, su potencial conta-minante, su elevada persistencia y sus graves efectos adversos para el ambiente y la salud de aplicadores y consumidores en general.

Los insecticidas botánicos se obtienen de algunas plantas y se utilizan solos, o combi-nados con otros ingredientes. En general, las cuales son de baja persistencia y de elevado costo, que son las principales limitaciones para su uso masivo. El más conocido de ellos es el piretro, probablemente el insecticida botánico más antiguo que se conoce.

En fechas relativamente recientes se empe-zaron a usar los insecticidas biológicos, que atacan a las plagas causándoles enfermeda-des. Uno de los mas conocidos es el Bacillus thuringiensis del cual se ha desarrollado algu-nas cepas especificas para controlar ciertos in-sectos. Otro insecticida de importancia en este grupo es el virus de la polihedrosis nuclear. Estos productos no contaminan el ambiente, y en general, no alteran el equilibrio ecológico ni afectan la salud del hombre.

En cuanto a los insecticidas sintéticos, sus principales grupos son: organoclorados, orga-nofosforados, carbámicos, piretroides, organo-metálicos, feromonas y reguladores del creci-miento. De estos se discutirán a continuación solo aquellos para los que ya se ha comproba-do que tienen repercusiones adversas impor-tantes en el ambiente.

InsectIcIdAs oRGAnocloRAdos

En la mayoría de los países desarrollados estos productos ya han sido sustituidos por insectici-das con propiedades ambientales y toxicológi-

cas menos adversas; sin embargo, en muchos países en desarrollo aun se usan. Debido a su persistencia, los residuos de estos productos

Figura 1. Ejemplos de insecticidas organoclorados.

C

C

H

ClClCl

Cl Cl

DDT

H

Cl

Cl

HCl

Cl

ClH

HH

ClH

LINDANO

179

PLAGUICIDAS

se siguen encontrando en el ambiente y en los seres vivos, particularmente en los que ocupan la parte superior de las cadenas tróficas, como las aves rapaces, los peces carnívoros y los seres humanos.

Los insecticidas organoclorados son deriva-dos halogenados de hidrocarburos: a) acícli-cos, b) aromáticos y c) ciclodiénicos (Fig. 1). En general, son insolubles en disolventes po-lares, solubles en disolventes de baja polari-dad, muy estables química y bioquímicamen-te, su vida media en el ambiente es superior a los diez años. En muchos casos, sus productos de degradación parcial son más estables que el compuesto original.

El principal representante de los derivados de hidrocarburos alicíclicos es el hexacloroci-clohexano (HCH ó BHC), el HCH técnico, es una mezcla de ocho isómeros, de los cuales solo el isómero gamma (lindano) tiene activi-dad insecticida.

El compuesto más importante de los de-rivados de hidrocarburos aromáticos es el p,p´-dicloro-difenil-tricloroetano (DDT). Este compuesto es muy estable química y bioquí-micamente, pero en diversas circunstancias, incluyendo la biotransformación en la mayoría de los organismos, se convierte en p,p´-DDE (DDE), el cual carece de propiedades insectici-das, pero es aun más estable y persistente que el DDT. Las propiedades fisicoquímicas de los análogos del DDT, entre ellos el metoxicloro, DDD TDE) y dicofol, son similares.

Entre los insecticidas del grupo de los deriva-dos de los hidrocarburos ciclodiénicos están el aldrín, dieldrin, endrín, heptacloro, endosulfán, mirex, clordecona (kepona) y clordano. El uso de estos productos se ha descontinuado en muchos países debido a sus propiedades am-bientales y toxicológicas adversas.

El toxafeno (canfeclor) es una mezcla de can-fenos policlorados y aun se utilizan ampliamen-te en muchos países. No se conoce exacta-mente cuales sustancias forman parte de él y, por lo mismo, cuales son las propiedades espe-cificas de cada una, también ha sido prohibido en numerosos países.

Mecanismo de Acción

y Propiedades

No se ha logrado establecer claramente el modo de acción de los insecticidas organoclo-rados. Sin embargo, con excepción del dicofol, todos actúan como venenos estomacales y de contacto. Además, el lindano, el metoxicloro y el clordano, tienen acción fumigante. Estos compuestos pueden unirse con las lipoproteí-nas de la membrana nerviosa y alterar su per-meabilidad hacia los iones sodio y potasio.

Persistencia

Una de las propiedades más importantes de los insecticidas organoclorados es su persistencia en el ambiente, tanto biótico como abiótico, pues son muy estables químicamente y solo en condiciones ambientales extremas, se de-gradan con lentitud. Por esto, se descomponen muy lentamente en el suelo, lo cual aumenta las posibilidades de que entren en la cadena suelo-planta-animal-hombre. En la tabla 1, se muestran algunos valores de vida media en los suelos para plaguicidas organoclorados.

Debido principalmente a su persistencia cuan-do estos insecticidas se aplican pueden, llegar prácticamente a todos los sustratos ambienta-les, pues son acarreados por el viento, caen con las gotas de lluvia y son transportados por los ríos. Así, estas sustancias y sus productos de biotransformación se han identificado en si-tios remotos, como el Ártico y el Antártico, en


180

Tabla 1. Persistencia de algunos insecticidas organoclorados en suelos.

(según McEwen y Stephenson, 1979)

Plaguicida Vida Media (años)

Aldrín 5

Clordano 8

DDT 10.5

Dieldrin 7

Endrin 10

Heptacloro 4

Lindano 2

donde nunca se han aplicado. En el ambien-te, estos compuestos sufren transformaciones químicas y bioquímicas por reacciones abióti-cas y bióticas; como resultado, se modifica el tiempo que el compuesto y/o sus productos de transformación permanecerán en el ambiente, así como sus efectos, pues muchos de los pro-ductos de degradación parcial son mas tóxicos o mas persistentes que el compuesto original; esto ocurre, por ejemplo con el DDE, el dieldrin y el epoxido de heptacloro.

En mayor o menor medida, todos los suelos absorben estos compuestos; lo que depende del contenido de materia orgánica. Así, los sue-los ricos en humus con frecuencia absorben mayor cantidad de insecticidas que los suelos arenosos. Otro factor importante para la absor-ción es el grado de humedad del suelo.

Por otra parte, el uso indiscriminado de estos insecticidas puede matar “a ciegas” a muchos organismos y alterar a niveles tróficos comple-tos. Entre las especies distintas al blanco que los organoclorados pueden afectar, con fre-cuencia se encuentran depredadores que fun-cionan de manera natural como controles bioló-gicos de las poblaciones de insectos-plaga.

Otros graves problemas relacionados con la persistencia de estos productos son: la disper-sión, la bioacumulación y la biomagnificación de los insecticidas organoclorados a través de las redes tróficas (Fig. 2). Debido a la biomag-nificación se han encontrado concentraciones elevadas de ellos en gran número de organis-

mos vivos, incluyendo al hombre, en particular, en el tejido adiposo y la leche materna.

Resistencia

La resistencia que desarrollan las diferentes plagas a los insecticidas es un grave problema. De 1970 a 1980 las especies de artrópodos re-sistentes a los insecticidas organoclorados pa-saron de ser cerca de 240 a ser más de 400.

Toxicidad sobre Organismos

Acuáticos

Es difícil determinar los efectos de los insec-ticidas organoclorados sobre los organismos acuáticos ya que, en condiciones de campo, aún cuando pueda ocurrir una contaminación masiva, la muerte de estos organismos puede deberse a uno o más factores de los múltiples que intervienen en los ecosistemas acuáticos.

Al respecto se han efectuado algunos estu-dios con el DDT (Johnson y Finley, 1980; IPCS, 1989a) y se sabe que, en general, éste puede llegar a ser extremadamente toxico para diver-sas especies acuáticas. Por ejemplo, en con-centraciones muy bajas, disminuye la actividad fotosintética del plancton marino y puede redu-cir las poblaciones de larvas de camarón ex-puestas. Las repercusiones de esto sobre los niveles de las cadenas tróficas y el equilibrio de los ecosistemas acuáticos en general son muy graves. Los diferentes estadíos de desarrollo de los invertebrados acuáticos son más sensibles al DDT que los adultos y los efectos a largo pla-zo ocurren luego de exponerse a concentracio-nes de 10 a 1,000 veces más bajas que las que causan efectos agudos en estos invertebrados. El DDT puede matar a Daphnia sp en concen-traciones tan bajas como 0.5 microgramos /l y afecta su reproducción (Livingston, 1977).

En peces se han estudiado algunos factores que influyen en la toxicidad de los insecticidas organoclorados sobre especies acuáticas. Por ejemplo, se demostró que un aumento en la temperatura del agua en la cual se encuentra DDT, incrementa la cantidad de esta sustancia que se bioacumula en peces como la trucha arcoiris (Oncorhynchus mykiss). Por otra par-

Alimentos0.2

AvesRapaces

10.0

MamiferosRapaces

1.0

Aves Herbívoras2.0 Mamiferos

Herbívoros0.5

MacroinvertebradosAcuáticos

2.0Peces

0.6

PlantasTerrestres

0.05

Invertebradosdel suelo

4.0Insectos

1.0

COMPARTIMENTOTERRESTRE

2.0

COMPARTIMENTOACUATICO

0.0001

PlantasAcu·ticas

0.01

MicroinvertebradosAcuáticos

0.15

Figura 2. Ejemplos de biomagnificación de insecticidas organoclorados a través de la red trófica (valores en ppm).

181

PLAGUICIDAS

te, al aumentar la salinidad, decrece significati-vamente la cantidad de DDT que los peces to-man del medio, pero no se afecta la cantidad de DDE que se bioacumula en sus tejidos. El DDT es toxico para todas las especies de peces que han sido estudiadas; en general, los peces jó-venes toman mas DDT del medio que los adul-tos de la misma especie. En algunos peces expuestos a altas dosis de DDT se presenta agitación y fotofobia ligera (IPCS, 1989a).

La acumulación de residuos de plaguicidas organoclorados en peces ha sido demostrada y estudiada por numerosos autores. En la ta-bla 2 se presentan algunos ejemplos represen-tativos para los recursos pesqueros de todo el mundo (Madhun y Freed, 1990).

El programa de aspersión con DDT contra el gusano Chlorestoneura fimiferona en el río Yellowstone en 1955 y sobre los bosques de Maine en 1958 tuvo como resultado la muer-te de miles de peces de muchas especies. En California, los plaguicidas fueron la causa con-firmada de 48 mortandades de peces en 1965 a 1969 (Hunt y Lin, 1970). El número total de peces muertos en estos incidentes fue de más de 40,000 y los organoclorados estuvieron rela-

cionados con la mayoría de los casos (Madhun y Freed, 1990).

La toxicidad de TDE y el DDE no ha sido su-ficientemente estudiada pero, al menos para la trucha arcoiris, son menos tóxicos que el DDE.

Además de su alta toxicidad aguda, el DDT también causa efectos subletales en peces como ulceraciones dérmicas, lesiones rena-les y modificaciones conductuales, dificultad para reproducirse y cambios en sus hábitos ali-menticios. En algunos casos se pueden gene-rar embriones anormales (IPCS, 1989a; Brown, 1978).

Algunos peces, como el pez mosquito (Gambussia affinis) desarrollan tolerancia al DDT; sin embargo, esto no ocurre en todos los peces expuestos por largos periodos a esta sustancia. Al parecer, esto depende de la espe-cie y, posiblemente, de otros factores.

Entre los organismos mas afectados por los insecticidas organoclorados están las aves. Los efectos tóxicos de estos insecticidas sobre ellas pueden ser agudos o crónicos y depen-den de factores como: temperatura del ambien-


182

Tabla 2. Residuos de compuestos organoclorados en peces (Según Madhun y Freed, 1990).

Especie

Localidad

Residuos (mg/kg)

DDE ∑ DDT Dieldrin

Dorosoma capedianumo Mississippi, EUA 13 - 7.5

Sargus vulgaris Alejandría, Egipto 0.05 0.15 -

Sparus auratus Mediterraneo, España 0.05 0.07 -

Sariolella violacea Chile - - 3.0

Salmo trutta España 0.44 1.29 0.69

Gambussia affinis Louisiana, EUA 2.07 2.89 0.03

Ictalurus furcatus Texas, EUA 11.2 - -

Oncorhynchus mykiss Idaho, EUA 0.62 0.68 0.01

Gadus morrhua Noruega 0.7 1.11 -

Cottus cagnatus Minnesota, EUA 0.15 0.24 -

te, edad, fisiología, hábitat, régimen alimenticio, y principalmente, especie y nivel en la cadena trófica. Cuando las concentraciones de insecti-cidas en el ave llegan a cierto nivel crítico, esta no puede controlar los procesos involuntarios, como los latidos del corazón y la respiración, y muere. Si las aves tienen almacenadas en su tejido adiposo concentraciones elevadas de residuos de insecticidas organoclorados, pue-den sufrir intoxicación aguda en periodos de tensión; por ejemplo, durante su reproducción, en caso de enfermedad, clima frío, escasez de

alimentos y migraciones, pues, en estos casos simultáneamente con la grasa almacenada se movilizan los plaguicidas acumulados en ellos y llegan al cerebro en altas concentraciones (IPCS, 1989a).

Se ha demostrado que la exposición crónica de las aves a estos insecticidas, a través de la alimentación, ocasiona una baja en sus pobla-ciones, principalmente debido a cambios fisio-lógicos y conductuales.

InsectIcIdAs oRGAnofosfoRAdos

Estos compuestos son usados muy amplia-mente como insecticidas, nematicidas y defo-liantes. Algunos ejemplos son el diazinón, el monocrotofos, malatión, el paration, el metil paration y el fosdrín (Fig. 3). En general, son poco estables química y bioquímicamente y, por lo tanto, su tiempo de vida ambiental media va de una semana a algunos meses.

Los organofosforados varían tanto en propie-dades químicas como biológicas. Su toxicidad aguda para insectos y mamíferos puede ser desde muy baja hasta muy elevada. La mayo-ría se degradan rápidamente en el ambiente, aunque otros son relativamente estables. En general, tienen baja persistencia en el ambien-te, se biodegradan con facilidad, son sensibles a la luz y tienen poca tendencia a acumularse

en la cadena trófica. Algunos son mas tóxicos para los enemigos naturales de la plagas que para estas.

Mecanismos

de Acción y Propiedades

Los compuestos organofosforados actúan por inhibición de la acetilcolinesterasa, enzima localizada en la sinapsis ganglionar nerviosa de las estructuras neuromusculares, que lleva a cabo la hidrólisis de la acetilcolina para dar colina y ácido acético. Los compuestos orga-nofosforados impiden esta hidrólisis, por lo que la acetilcolina se acumula en las terminaciones del sistema nervioso central y periférico y pro-

Figura 3. Ejemplos de plaguicidas organofosforados.

NN

CH

H C

CH

CH

3

3

3

3

O P

P

S

S

OC H

OC H2 5

2 5

DIAZINON

CH

CH

3

3

O

CH3O OC

CC

H

O

NHCH

MONOCROTOFOS

183

PLAGUICIDAS

duce efectos muscarínicos y nicotínicos sobre el sistema nervioso central. La capacidad de los compuestos organofosforados para actuar como inhibidores de la acetilcolinesterasa de-pende de la reactividad de dichos compuestos.

Persistencia

Los compuestos organofosforados son poco persistentes en el ambiente. Aunque se usan en grandes cantidades en todo el mundo, sus residuos no se han detectado en al ambiente ni en los tejidos de los seres vivos. En general, no existen datos que indiquen que estos com-puestos causen efectos adversos a largo plazo en el ambiente, lo que se atribuye, sobre todo a su poca persistencia. En general, es poco probable que los insecticidas organofosforados se dispersen o contaminen los suelos o mantos freáticos; tampoco es probable que se bio-magnifiquen o causen efectos adversos en los organismos que ocupan los niveles superiores en dichas redes.

Resistencia

Entre 1970 y 1980 el número de especies de artrópodos resistentes a los organofosforados aumento de 54 a 200. El mecanismo de resis-tencia a los organofosforados se debe, princi-

palmente, a la capacidad de detoxificación que el insecto desarrolla hacia estos productos

Efectos

sobre Organismos Acuáticos

La contaminación de cuerpos acuáticos con plaguicidas organofosforados puede ocurrir por la aplicación directa de estos insecticidas para el control de vectores de enfermedades. Algunos compuestos como el paration etílico pueden inhibir la fotosíntesis, afectar el cultivo de interés y también al fitoplancton y, por este medio, alterar las cadenas tróficas desde su base (Mulla et al., 1979; IPCS, 1986a). En-tre otros efectos, Butler (1963) encontró que durante la exposición a 1 hora a 1 ppm de paration, el fitoplancton estuarino disminuía 9.9% su actividad fotosintética así como pre-sentaba efectos en otras actividades (Tabla 3). El paration es más persistente que el malatión y ambos pueden permanecer adsorbidos sobre la materia suspendida en los cuerpos acuáticos (Mulla y Mian, 1981).

La exposición a concentraciones de 0.025 y a 0.014 ppm de fentión causa alta mortalidad en: Acroneuria pacifica y Pteronarcys californi-ca y las poblaciones de Ephemerella grandis y de Gammarus lacrustis. Los tratamientos para eliminar larvas de mosquito con compuestos organofosforados como malatión y paration pueden causar disminución en las poblacio-nes del cladócero Moina micrara y del copépo-do Cyclops vernalis; eliminan las poblaciones del copépodo Diaptomua pallidus, el rotífero Asplachna brightwelli y el coccidio Corisella sp. Si se suspende la exposición, estas poblacio-nes se recuperan después de dos semanas del tratamiento (Mulla et al., 1979). Por otro lado, el clorpirifós causa disminuciones marcadas en las poblaciones de isópodos. A concentra-ciones de 0.0032 ppm (concentración origi-nada en las practicas usuales) causa un 50% de muertes en Paleomonetes pugio (camarón) (Mulla et al., 1979)

En general, los moluscos son resistentes al malatión y soportan hasta 26 ppm sin que haya mortalidad en sus poblaciones; sin em-bargo, las ostras y los ostiones de agua dulce Anodonta cygnea expuestas durante 48 h, re-dujeron su actividad y sus larvas fueron afecta-


184

Tabla 3. Algunos efectos de malatión y paration sobre fitoplancton y algas acuáticas (Fuente: Butler, 1963).

Organismo Insecticida Concentración Tiempo de Exposición

Parámetro de Respuesta

Respuesta

Gorrium pectorale Malatión 1 ppm 4 días Reducción de

metabolismo

56.75%

Anacystes nidulans Palatión 1 ppm 7días Alteración del

metabolismo

Sin respuesta

Anacystes nidulans Palatión 1 ppm 7días - 50 veces

fitoplancton estuarino Palatión 1 ppm 4 horas Reducción

de fotosíntesis

9.9%

Chlorella pyrenoidosa

densidad 1 microgramo/l

Palatión 1 ppm 7 días Crecimiento

de la población

53%

de reducción

Chlorella pyrenoidosa

densidad 1000 microgramo/l

Palatión 1 ppm 7 días Crecimiento

de la población

8%

de reducción

Scenedesmus obliquus Palatión 1 ppm 7 días Metabolismo Sin respuesta

Scenedesmus obliquus Palatión 1 ppm 7 días Acumulación 72 veces

das por concentraciones de 0.01 ng/l. los crus-táceos Rhithropanopeus haresii y Callinectes sapidus (cangrejos de importancia comercial) acumularon un total de 99 y 67% de mortali-dad a través de 5 etapas de su desarrollo cuan-do estuvieron expuestos al paration, mientras que el cangrejo de lodo solo acumuló el 32% de mortalidad a lo largo de los 5 estadíos. Las concentraciones utilizadas en estos experi-mentos fueron similares a las aplicadas para el control de mosquitos por lo que esta actividad puede poner en peligro a estos organismos en las zonas donde se realiza dicho control (Mulla y Mian, 1981).

La toxicidad del malatión es baja para cangre-jos y camarones; sin embargo, la aplicación aé-rea de malatión en una concentración de 360m g/ha tuvo por resultado una mortalidad de 16 al 18% de las especies de camarón Penaeus aztecus y P. setiferus. Además los estadios ju-veniles de anfípodos, camarones y cangrejos resultaron ser mas sensibles a este producto. Se ha observado que el malatión es mas toxi-co para algunos cladoceros, anfípodos de agua dulce, decápodos marinos y larvas de antrópo-dos acuáticos más que las larvas de los mos-quitos (Mulla et al., 1979).

Debido a su alta toxicidad aguda, los insecti-cidas organofosforados causan mortandad en especies benéficas como los peces y, adicio-

nalmente pueden originar resistencia en las es-pecies de plaga (IPCS, 1986a). En general, a largo plazo los insecticidas organofosforados afectan menos a los peces que los compuestos organoclorado debido, principalmente, a que son muy poco estables en el medio acuoso. Sin embargo, a corto plazo pueden causar efectos adversos importantes como consecuencia de su toxicidad aguda. Entre los compuestos orga-nofosforados más tóxicos para estos organis-mos está el azinfós metílico, seguido de para-tion, carbofenotión y diazinón. Hay abundantes informes sobre mortandad de peces en lagos y lagunas, ríos y bahías a causa de derrames a aplicaciones de insecticidas organofosfora-dos (IPCS, 1986a; Johnson y Finley, 1980; Matsumura et al., 1974). El paration y el mala-tión muestran diversos grados de toxicidad en varias especies de peces, en algunas de las cuales muestran cierto grado de tolerancia al malatión como es el caso de Pimephales pro-melas y Cyprinodon carpio que toleran concen-traciones de 22 y 1.9 ppm de este compuesto respectivamente. Se ha encontrado acumu-lación y tolerancia a los residuos de paration de 1.68 y 22 ppm en Fundulus complanatus y Gambussia affinis (Mulla y Mian, 1981).

El malatión tiene una alta toxicidad para pe-ces de agua dulce en las concentraciones ade-cuadas para el control de mosquitos. Cuando se aplican 560 g/ha en el campo, el malatión

Figura 4. Ejemplos de algunos insecticidas carbámicos.

H C

H C CH

CH

3

3 3

3

O

O

C

C

O

O

N

N

H

H

O

CARBOFURAN

CARBARILO

185

PLAGUICIDAS

causa mortalidad y envenenamiento a los pe-ces; en la misma concentración causa el 70% de mortalidad en Gambussia affinis (Mulla et al., 1979).

La susceptibilidad de los peces a la toxicidad de clorpirifós es muy variable. En general, los organismos inmaduros son mas susceptibles a los efectos tóxicos de los organofosforados (Mulla y Mian, 1981).

La mayoría de los insecticidas organofosfora-dos tienen una elevada toxicidad aguda para las aves. Por lo general, en las aves intoxicadas no se detectan residuos de estos insecticidas, sino una disminución en los niveles de acetil-colinesterasa en el cerebro. El fentión produ-ce alteraciones en los hábitos alimenticios, en la actividad respiratoria y en la producción de huevos. Los efectos y síntomas de la intoxica-ción son similares a los que se presentan en el ser humano.

InsectIcIdAs cARbámIcos

Los insecticidas carbámicos son esteres N-metilados y N,N-dimetilados del ácido car-bámico. Son insecticidas de amplio espectro y, dependiendo de los sustituyentes de la molécula pueden ser: insecticidas, herbicidas, fungicidas, nematicidas o molusquicidas. Se usan ampliamente en la agricultura, sobre todo, como insecticidas de amplio espectro. Algunos ejemplos son Kevin, baygon, carbarilo, carbofu-rán, aldicarb y metiocarb (Fig.4).

Los compuestos carbámicos son poco persis-tentes, debido a que la mayoría son inestables en el ambiente.

Mecanismos


Al igual que los organofosforados, los carbama-tos deban su acción biológica a su capacidad para inhibir a la acetilcolinesterasa pero, en este caso, la enzima permanece inactiva por un tiempo menor y se genera rápidamente.

Persistencia

Tal como ocurre con los insecticidas organofos-forados, debido a sus características químicas, los carbamatos no tienden a persistir en el am-biente, ya que en la mayoría de los suelos, son degradados rápidamente por los microorganis-mos mediante oxidación ó hidrólisis. En gene-ral, los carbamatos no contaminan los mantos freáticos ni los suelos, ni se dispersan a sitios remotos de aquel en que se emplearon. Sin em-bargo, debido a la gran variedad de estructuras

en los compuestos de este tipo que se usa en la actualidad, esto no puede generalizarse ya que, por ejemplos, el aldicarb ha contaminado los mantos freáticos (IPCS, 1986b).

Resistencia

Algunas especies de artrópodos han desarro-llado resistencia a los insecticidas carbámicos.

Efectos sobre los Organismos

Acuáticos

Los compuestos carbámicos suelen ser poco estables en el medio acuático y pueden degra-


186

Tabla 4. Concentración letal media (CL50) de algunos carbamatos para organismos acuáticos. (Según Albert L. ( Coord.), 1990).

Compuesto Organismo Temperatura ºC CL50 (mg/l)

Aldicarb Oncorhynchus mykiss 12 0.56

Aminocarb O. mykiss 12 13.5

Dafnia sp 21 0.01-0.1

Benomilo O. mykiss 12 1.17

Carbarilo

O. mykiss 12 1.95

Lepomis machrochirus 18 6.7

Dafnia sp 16 0.0064

Carbofurán O. mykiss 12 0.38

L. machrochirus 18 0.24

Metiocarb O. mykiss 12 0.8


Metomillo O. mykiss 12 1.6

Dafnia sp 21 0.009

Trimetacarb O. mykiss 12 1.6


darse por acción de la luz y de los microorga-nismos. Aunque la mayoría de los productos de transformación son menos tóxicos que el compuesto original, algunos pueden ser igual-mente tóxicos y, otros, aun más toxicos que aquel; todo esto contribuye a los efectos ad-versos de los insecticidas carbámicos sobre los organismos acuáticos. En la Tabla 4, se incluye la concentración letal media (CL50) de algunos carbamatos para diferentes organismos acuáti-cos. En términos generales, los invertebrados suelen ser más sensibles a los carbamatos que los peces, y el potencial de daño ambiental

por esta causa es considerable; se sabe que el carbofurán es extremadamente toxico para camarones, cangrejos y peces (NWF, 1986)

Debido a su capacidad de inhibir la acetilco-linesterasa, la mayoría de los insecticidas car-bámicos pueden afectar de manera aguda a los animales silvestres, en particular, las aves. Entre otros, el metiocarb y el carbofurán tienen elevada toxicidad para las aves; incluso el pri-mero se emplea como repelente de estos orga-nismos (IPCS, 1986b).

pIRetRoIdes

Los piretroides son productos de amplio es-pectro y actúan principalmente por contacto; se usan en agricultura, salud y ganadería, son más caros que los insecticidas de otros grupos aunque, por su gran actividad insecti-cida, requieren de dosis bajas para controlar las plagas.

Son lipofílicos, insolubles en agua, de estabili-dad variable ante la luz y el calor; son degrada-dos con facilidad por los microorganismos. Por la diversidad de su estructura, los piretroides varían considerablemente en sus propiedades y, por su fácil degradación, en general, no cau-san problemas en el medio, aunque no pue-de descartarse que los más estables puedan

Figura 5. Ejemplos de algunos insecticidas piretroides.

O

O

O

O

O

O

Cl

Cl

Cl

CN

PERMETRINA

FENVALERATO

187

PLAGUICIDAS

producir efectos adversos en el ambiente cer-cano, debido a su relativa persistencia (IPCS, 1989b). Algunos ejemplos de estos insecticidas son aletrina (que fue el primer piretroide sinté-tico), tetrametrina, fenotrina, cipermetrina, per-metrina y fenvalerato (Fig.5).

Mecanismo


Los piretroides interfieren con las funciones del sistema nervioso al bloquear los impulsos transmitido en el; actúan sobre el axón de los sistemas central y periférico, mediante la inte-racción con los canales de sodio y/o desplazan-do al ácido kaínico de sus uniones especificas en los mamíferos y en los insectos.

Persistencia

Por su estructura, los piretroides son degrada-dos con facilidad por los diferentes organismos. También se descomponen fácilmente en pre-sencia de la luz, en las plantas y en los suelos.

En suelos y sedimentos se adsorben fuerte-mente y no se ha demostrado que tengan ten-dencia a movilizarse con el agua. Por lo tanto, no persisten en el ambiente por largo tiempo, ni tienden a biomagnificarse. Sin embargo, se pueden bioacumular en los organismos ex-puestos a ellos, en concentraciones subletales o que no inhiban el metabolismo. La bioacumu-lación se puede considerar como un efecto su-bletal de estos insecticidas, pues altera la acti-vidad normal de los organismos (Michel, 1976; Plimmer, 1977).

En ambientes estuarinos la permetrina tiene una vida media menor a 2.5 días y menor a un día en estanques de agua, aunque puede per-manecer unida a partículas de suelo arcilloso. La permetrina tiene un factor de bioconcentra-ción de 43 a 570, de 480 y de 600 a 1,000 en Pteronarcys dorsala, en Cyprinodon variegatus y en Helisoma trivolvis. Pimephales promelas concentra la permetrina de 1,700 a 3,300 ve-ces y Crassostrea virginica, 2,300 veces, aun-que estos residuos son eliminados en una se-mana si se suspende la exposición (Smith y Stratton, 1986). Los piretroides no se biomag-

nifican a lo largo de la cadena trófica, debido a que se hidrolizan y se eliminan rápidamente de los tejido vivos, sin embargo, puede haber una acumulación de residuos en un organismo du-rante la exposición aguda o crónica.

Resistencia

Hasta ahora, el mayor problema ambiental causado por los piretroides es el desarrollo de resistencia en los insectos. Existen varios mecanismos fisiológicos para esto, el mas importante es la resistencia al efecto rápido de “derribo”, que se debe a la disminución de loa sensibilidad al toxico del tejido nervioso del insecto. Este mecanismo también se observa en insectos expuestos al DDT, por lo que es factible que en las zonas en que ha habido un uso intenso de DDT, se desarrolle en forma acelerada la resistencia a los piretroides por mecanismos de resistencia cruzada (Michel, 1976; IPCS, 1989b).

Efecto sobre los Organismos

Acuáticos

En general, los invertebrados terrestres son más sensibles que los acuáticos, debido a su gran movilidad y a la dilución de los piretroides en la atmósfera (IPCS, 1989b)

Todos los estadíos larvarios de los invertebra-dos acuáticos son muy sensibles a los piretroi-des. Esto se ha confirmado para: fenvalerato,


188

permetrina, cipermetrina, deltamentrina, ciha-lotrina y fenpropatina. Las poblaciones de in-vertebrados distintos al blanco y de ostrácodos pueden ser totalmente eliminadas hasta dos o tres semanas después del tratamiento con es-tos insecticidas. La cipermetrina reduce drás-ticamente el zooplancton cuando se aplica en estanques de concentraciones de aproximada-mente 100 g/ha. Las dafnias y copépodos dis-minuyen sus poblaciones drásticamente por mas de ocho semanas y muchos otros inver-tebrados entre diez y quince semanas (IPCS, 1986c; 1991).

La aplicación de piretroides para el control de larvas acuáticas de insectos es altamente dele-térea para otros invertebrados y pueden dañar severamente el equilibrio ecológico de la zona (IOCU, 1986)

Cuando estos insecticidas se utilizan en pro-gramas de control de larvas acuáticas, consti-tuyen un elevado riesgo potencial para los pe-ces. La mayoría de sus valores de CL50 son inferiores a 1.0 ppb y muy similares a los co-rrespondientes a los invertebrados acuáticos. Incluso, algunas especies de peces son mas susceptibles a los piretroides que a los insecti-cidas organofosforados y carbámicos. En la ta-bla 5 aparece la CL50 y la EC50 (concentración

letal y ambiental medias, respectivamente) de la permetrina para diversos organismos (Smith y Stratton, 1986).

Se han descrito efectos subletales de los pi-retroides para los peces, tanto por exposición directa como a través de los alimentos. Estos efectos incluyen: separación del epitelio, necro-sis de las agallas e hiperplasia de las células de la mucosa (IPCS, 1991).

Debido a que estos productos son lipofílicos, frecuentemente son adsorbidos a través de las branquias y pueden alterar sus funciones, en-tre ellas, la respiratoria, la excretora y la secre-tora. Además, para fenvalerato y cipermetrina se han demostrado alteraciones en el compor-tamiento de los peces como: rápido movimien-to de las agallas, nado errático, alteraciones en el aprendizaje y nado en la superficie de agua (IPCS, 1989b).

Los tratamientos con piretroides cerca de co-rrientes de agua pueden causar derribo rápi-do de muchos organismos acuáticos aéreos. Como resultado, los insectos voladores, espe-cialmente los coleópteros pueden reducir sus poblaciones durante varias semanas (Smith y Stratton, 1986).

Tabla 5. Toxicidad de la permetrina para organismos acuáticos (Según Smith y Stratton, 1986).

Compuesto Especie EC50 ppm (μg/g)

Permetrina Anabaena cylindrica 1.4-8

A. variabilis 50

Productos de degradación

de la permetrina

Chlorella pyrenoidosa 50

Scenedesmus quadricaudata 50

Permetrina Fotosíntesis 100

Productos de degradación Fotosíntesis 30 a 70

CL50 ppb (μg/kg)

Permetrina

Daphnia magna 0.2 a 0.6

Oncorhynchus mykiss

Pimephales promelas

Cypriusodon sp 7.8

Ictalurus puntactus

Gambussia affinis 15.0

189

PLAGUICIDAS

Los peces expuestos experimentalmente a dosis subletales de permetrina muestran cam-bios conductuales, tales como movimiento rá-pido de las agallas, nado errático, alteracio-nes en el aprendizaje y nado en la superficie de agua (Smith y Stratton, 1986). Sin embargo, en condiciones ambientales y en las dosis que se aplican generalmente, no se han llegado a observar efectos adversos en peces expues-tos. En los casos en que se aplica permetri-na en las dosis recomendadas no se han ob-servado efectos en los peces expuestos en el ambiente.

Por otro lado las aves son poco sensibles a los piretroides, además de que rara vez están expuestas a un rociado directo, en el que los valores de CL50 se encuentran por arriba de los 1,000 mg/kg. Obviamente, estas concentracio-nes no se pueden encontrar en una aplicación rutinaria de estos insecticidas, por lo que en general se puede predecir que no habrá efec-tos letales importantes de estos insecticidas para las aves.

lIteRAtuRA cItAdA

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191

Resumen

Los fungicidas son sustancias que matan o evitan el desarrollo de los hongos. Debido a que para actuar los fungicidas requieren tener una alta especificidad y eficacia y a que, los hongos desarrollan resistencia hacía ellos con relativa facilidad, se han sintetizado numerosos fungicidas de diversa naturaleza química. Este grupo de plaguicidas es importante debido a que las condiciones ambientales de los países tropicales favorecen el desarrollo de hongos que afectan la producción agrícola, así como la conservación de alimentos, fibras y pro-ductos industriales. En este capítulo se resumen las características químicas, el mecanismo de acción y los efectos indeseables en el ambiente de los principales grupos de fungicidas utilizados en diversas actividades humanas.

AbstRAct

Fungicides are substances that kill or prevent the development of fungi. Since fungicides must be very specific and highly effective, while fungí very easily become resistant to their action, numerous fungicides with diverse chemical natures have been synthetized. This group of pesticides is important since environmental conditions in tropical countries favor the growth of fungí that affect agricultural production as well as the storage of grain, fiber and industrial products. This chapter summarizes chemical characteristics, mechanisms of action and the effects on the environment of the main groups of fungicides used in human activities.

Química y Ecotoxicología de los Fungicidas

Cristina Barcenas

Instituto de Ecología, A.C.

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9


192

IntRoduccIón

Los fungicidas son sustancias o agentes que matan o evitan el desarrollo de los hongos. Para cumplir con esta función, deben ser de baja fitotoxicidad, fungitóxicos por sí mismos o tener la capacidad de serlo dentro de la espora fungosa, antes de que ésta penetre a la planta; tener la capacidad de penetrar en la espora y alcanzar el sitio principal de acción y adherirse firmemente a las plantas y resistir, así, los efec-tos del clima (Alpuche, 1990).

Al llegar al sitio crítico, el fungicida ejerce su actividad tóxica sobre el hongo por mecanis-mos: a) químicos, a través de reacciones con enzimas vitales o por precipitación de proteínas que provocan, finalmente, la muerte de la célu-la fungosa y b) físicos, que actúan por medio de la dilución de la biofase para inhibir los proce-sos celulares vitales del hongo (IPCS, 1987).

Debido a la alta eficacia y especificidad que se requiere de un fungicida y a la facilidad con que los hongos se hacen resistentes, se han desarrollado sucesivamente fungicidas de dis-tintos grupos químicos, entre ellos: ditiocarbá-micos, quinonas, etilen-bis-ditiocarbámicos, entre otros. Los fungicidas orgánicos se em-plean en la actualidad en mayores cantidades que los inorgánicos (Alpuche, 1990).

En este momento, los fungicidas siguen en importancia a los insecticidas y herbicidas por las cantidades que se aplican hoy en todo el mundo; sin embargo, en los países tropicales tienden a igualar en ventas a los insecticidas (Alpuche, 1990).

clAsIfIcAcIón

Con base en el período de aplicación con res-pecto a la infección que causan los hongos y a la movilidad del producto en los tejidos de la planta, los fungicidas se clasifican en tres grupos: a) de protección, que evitan infeccio-nes probables en el sitio de aplicación, b) de erradicación, que actúan contra una fungosis ya establecida en el sitio de aplicación, y c) sis-

témicos, que evitan el desarrollo de enfermeda-des fúngicas en regiones de la planta lejanas al sitio de aplicación (Alpuche, 1990). De acuerdo con este mismo autor, la clasificación desde el punto de vista químico de los fungicidas apare-ce en la tabla 1 y las fórmulas de los compues-tos de mayor uso aparecen en la figura 1.

funGIcIdAs InoRGánIcos

Los fungicidas inorgánicos tienen una larga his-toria en la lucha contra las fungosis que afectan a los cultivos de interés económico. Debido a su modo de acción, muchos siguen siendo útiles. Así, los fungicidas empleados en el siglo pasado no han sido totalmente desplazados por productos más modernos aunque, desde luego, éstos tienen cada vez mayor importancia en el mercado mundial.

Azufre

La cal con azufre y el azufre elemental son muy útiles contra una amplia variedad de fun-

gosis de las plantas. El azufre es fitotóxico para muchas especies de plantas; generalmente se emplea como fungicida de protección, actúa bloqueando algunas enzimas que intervienen en el mecanismo respiratorio del hongo (Alpu-che, 1990a).

Efectos en el Ambiente

El azufre es un elemento esencial para la vida; su toxicidad para los mamíferos es muy baja, por lo que la presencia de sus residuos en los alimentos y en el ambiente no se considera importante (Alpuche, 1990).

O

O

N

N

Hg CH

CHCH

CH

NHCO CH

COH 3

32

2

4

3 3

2 2

2

2

INORGANICOS

CuSO4Sulfato de Cobre

ORGANOMETALICOS

O

Acetato de Fenilmercurio

DITIOCARBAMICOS

C

O

P

CC

S

S

S

H S

S

H SS

Zn

Zineb

BENCIMIDAZOLES

N

N

CONHC Hg

Benomilo

FENOLICOSOH

Cl

Cl

Cl

Cl

Cl

Pentaclorofenol

SULFONAMIDAS

S0 N (CH )O:Pr

O:PrBensulide

FTALIMIDICOS

Captán

NSCCl

OXATIINAS

S

O

N

Carboxim

O

Cl

Cl

QUINONAS

Diclona

Figura 1. Ejemplos de la estructura química de algunos fungicidas.

193

PLAGUICIDAS

Tabla 1. Clasificación química de los fungicidas.

Grupo Tipo Ejemplos

Inorgánicos Azufre Caldo bordelés

Derivados del cobre Sulfato de cobre

Organometálicos

Orgaestánicos Acetato de fenilestaño

Organomercuriales Derivados de alquil-mercurio

Ditiocarbámicos Zineb, Mancozeb, Maneb

Fenólicos Pentaclorofenol, DNOC

Ftalímicos Captán, Foltep, Captafol

Orgánicos

Sulfonamidas Bensulide

Bencimidazoles Benomilo, Tiabendazol

Quinonas Cloranilo

Tiofanatos Tiofanato

Oxatiinas Carboxim


194

Cobre

Entre los derivados del cobre que se emplean como fungicidas están: el sulfato, el oxicloruro, el carbonato, el cobre rojo (óxido cuproso) y el caldo bórdeles, que es una mezcla de sulfato de cobre y cal.

El empleo de los derivados de cobre como fungicidas disminuyó en gran medida como re-sultado de la introducción de los fungicidas di-tiocarbámicos (IPCS, 1988). El sulfato de cobre

fue el primer compuesto usado como protector de semillas y es el más importante de los de-rivados cúpricos que se emplean como fungi-cidas; es moderadamente soluble en agua y se ha empleado como preservador de made-ra desde hace 200 años (Alpuche, 1990a). Se piensa que estos fungicidas actúan como iones cúpricos, inhibiendo una gran variedad de gru-pos tiol (-SH) en las enzimas; también provo-can la coagulación del protoplasma celular y causan la muerte de la espora del hongo.

funGIcIdAs oRGAnometálIcos

La toxicidad de los metales para los hongos se ha relacionado con su posición en la Tabla Pe-riódica de los Elementos. Dentro de un grupo dado, la toxicidad del metal hacia los hongos aumenta con la masa atómica. La toxicidad relativa de varios cationes metálicos para los hongos tiene el orden: Ag>Hg>Cu>Cd>Cr>Ni> Pb>Co>Zn>Fe>Ca. Aunque el catión metálico más tóxico para los hongos es la plata, los compuestos organomercuriales son los que más se han usado como fungicidas.

Fungicidas Organoestánicos

Estos fungicidas son fitotóxicos, se usan sobre todo para el control del mildiú en las maderas, en productos textiles y en pinturas, por ejemplo, de embarcaciones. También se han empleado mucho como germicidas, para el control del légamo en las fábricas de papel y, con frecuen-cia, en los hospitales para desinfectar la piel y eliminar el Staphylococcus sp (Alpuche, 1990). El acetato de trifenilestaño (acetato de feniles-taño o brestán) tiene un espectro de acción muy amplio y se utiliza especialmente para el control del tizón de la papa y en las enfermeda-des llamadas “manchas de las hojas” del apio y la remolacha azucarera. El hidróxido de trifeni-lestaño se emplea contra las royas del azúcar, de la papa, del arroz y del café; otro compuesto importante de este grupo es el óxido de tribu-til-estaño (Alpuche, 1990). Los compuestos organoestánicos deben su actividad biocida a la acción del estaño como inhibidor o desaco-plador de la fosforilación oxidativa dentro de la mitocondria.


Los fungicidas organoestánicos están en pro-ceso de revisión debido a sus efectos ambien-tales adversos, principalmente la bioacumu-lación y los daños a la biota acuática (United Nations, 1987).

Fungicidas Organomercuriales

Los compuestos organomercuriales fueron introducidos en las prácticas agrícolas en Eu-ropa, alrededor de 1915, para el tratamiento de granos y semillas, con objeto de evitar en-fermedades fúngicas antes de la germinación y durante el crecimiento de las plantas. En los años siguientes se desarrollaron e introdujeron al mercado una gran variedad de fungicidas organomercuriales, como sales simples, ó bien, como compuestos más complejos. Los organomercuriales se clasifican en tres grupos: alquil-mercúricos, alcoxialquil-mercúricos y aril-mercúricos (Alpuche, 1990a).


Los derivados orgánicos del mercurio tienen carácter permanente, se bioacumulan y se biomagnifican. Una vez que un ecosistema ha quedado contaminado por mercurio, este elemento permanece en él definitivamente. La biomagnificación de metilmercurio de origen in-dustrial a través de las redes tróficas acuáticas causó en Japón las primeras intoxicaciones masivas con este compuesto, cuyos síntomas se conocen como enfermedad de Minamata

195

PLAGUICIDAS

(Alpuche, 1990). El comportamiento ambiental y toxicológico de los derivados de metilmercu-rio es independiente de la fuente de este com-puesto, ya sea agrícola, industrial o ambiental

y ha sido causa de la prohibición estricta de los fungicidas organomercuriales en casi todo el mundo (Alpuche, 1990).

funGIcIdAs oRGánIcos

Los compuestos orgánicos ocupan un lugar de gran importancia entre los fungicidas actuales; su uso se ha incrementado notablemente en los últimos años, tanto en la agricultura, como en la industria. Pertenecen a una extensa varie-dad de grupos químicos. Los más importantes de estos son: ditiocarbamatos, derivados fe-nólicos, derivados ftalimídicos, sulfonamidas, bencimidazoles, tiofanatos, oxatiinas y pirimi-dinas.


Muchos de estos fungicidas reducen la acti-vidad fúngica del suelo pero, con excepción de los fungicidas organomercuriales y el be-nomilo, estos efectos suelen ser transitorios y reversibles (Alpuche, 1990). Los fungicidas orgánicos que se emplean en la agricultura por lo general, no son persistentes. Sin embargo, la degradación en el suelo de algunos, como el bis-ditiocarbámico metham, da lugar a contami-nantes muy tóxicos, como la dimetil-tiourea y el disulfuro de dimetil-thiuram (Alpuche, 1990). En la Tabla 2 se presenta la vida media de varios fungicidas.

Fungicidas Ditiocarbámicos

Los fungicidas ditiocarbámicos se clasifican en dos grupos principales: los dimetil-ditiocar-bámicos, como ferbam, thiram y ziram y los etilen-bis-ditiocarbámicos, entre ellos, nabam, maneb, mancozeb, zineb y metiram. Hay al-gunas diferencias entre los grupos en cuanto a su eficacia relativa y espectro de actividad; también parece haberla en cuanto al sitio de acción de cada grupo (Alpuche, 1990).

Modo de Acción

Los etilen-bis-ditiocarbamatos puros son in-activos como fungicidas; al ser expuestos al

aire, generan isotiocianatos que actúan como fungicidas en virtud de su capacidad para re-accionar dentro de la célula fungosa con com-puestos de tipo tiol que son esenciales para la vida (Alpuche, 1990).

Probablemente, los dimetil-ditiocarbamatos deben su fungitoxicidad a su habilidad para quelar a determinados iones metálicos, espe-cialmente el cobre. Los compuestos etilen-bis-ditiocarbámicos actúan por un mecanismo diferente, que requiere la descomposición oxi-dativa del producto en la superficie de la hoja, hasta dar productos tales como disulfuro de tiu-ram, disulfuro de carbono y, posiblemente, di-isocianato de etileno (Alpuche, 1990).


Todos los fungicidas ditiocarbámicos contienen un átomo metálico, el cual es un contaminante permanente por definición; en consecuencia, el uso de estos productos aumenta la con-centración de dichos metales en los suelos y modifica los ciclos biogeoquímicos respectivos, con todas las consecuencias adversas que se derivan de ésto. Algunos de ellos, como maneb y mancozeb, producen residuos que pueden contaminar los recursos hídricos (Somasunda-ram y Coats, 1991).

Tabla 2. Vida media de algunos fungicidas en el suelo (Alpuche, 1990b).

Compuesto Concentración mg/kg (ppm)

Vida Media (dias)

Nabam 100 16

Cloranilo 2000 17

Thiram 160 38

Ziram 180 445

Captán 250 70

Zineb 800 77


196

Existen pocos datos acerca de los efectos de los tiocarbamatos en los ecosistemas, pero se sabe que pueden afectar las actividades enzi-máticas, la respiración y la nitrificación en los ecosistemas terrestres, cuando se encuentran en concentraciones mayores de 10 mg/kg de suelo seco. En concentraciones más bajas, los organismos del suelo son capaces de metabo-lizar los tiocarbamatos y sus productos de bio-degradación.

La toxicidad aguda y a largo plazo de los tio-carbamatos varía de un compuesto a otro; para peces, la concentración tolerable varía de 5 a 25 mg/l de agua. Los tiocarbamatos represen-tan poco riesgo para aves y abejas (US-FDA, 1981).

Los compuestos etilen-bis-ditiocarbámicos pueden reducir la biomasa microbiana en el suelo y alterar la relación bacterias/hongos (Madhun, 1990). Son poco móviles en el sue-lo y son biodegradables; sin embargo, sus pro-ductos de biodegradación son tóxicos. Así, en el medio acuático, los ditiocarbamatos se des-componen en etilentiourea y otros compues-tos análogos con potencial carcinogénico y que son especialmente peligrosos para los pe-ces. El uso de maneb y zineb como fungicidas agrícolas puede provocar la contaminación de cuerpos acuáticos con estos compuestos en concentraciones capaces de causar efectos adversos en peces; especialmente en los esta-dios juveniles de algunas especies como la tru-cha arco iris (IPCS, 1988; Lentza-Rizos, 1990).

Fungicidas Fenólicos

La mayoría de estos fungicidas, especialmen-te los que contienen cloro, son tóxicos para los microorganismos; su acción bactericida, así como sus aplicaciones como fungicidas, son conocidas desde hace mucho tiempo. La mayoría de los fenoles son demasiado fitotóxi-cos para usarse como fungicidas agrícolas y se emplean principalmente como fungicidas industriales. Por ejemplo, los cresoles contri-buyen en gran medida a la acción fungicida del aceite de creosota que se emplea como preservador de la madera; los fenoles clorados -como el pentaclorofenol y sus derivados- se usan ampliamente como biocidas industriales y

para proteger de los hongos a materiales como la madera y los textiles (Alpuche, 1990).

Los dinitrofenoles son plaguicidas muy versá-tiles, el 2,4- dinitro-orto-cresol (DNOC) fue utili-zado por primera vez como insecticida en 1892 y como herbicida selectivo en 1933; es dema-siado fitotóxico para emplearse como fungicida foliar. En cambio, el dinocap es un aficida no sistémico y un fungicida de contacto muy eficaz para el control de mildiús polvosos en cultivos hortícolas (Alpuche, 1990).

Modo de Acción

La acción fungicida de estos compuestos de-pende de su capacidad para desacoplar la fos-forilación oxidativa y evitar la incorporación del fosfato inorgánico al ATP sin afectar el trans-porte de electrones, lo que finalmente provoca que las células mueran (Alpuche, 1990).


Toxicológicamente, los fungicidas fenólicos más importantes son el pentaclorofenol (PCP) y el dinitro-orto-cresol (DNOC). El pentacloro-fenol es altamente tóxico y, como resultado de sus propiedades biocidas, afecta adver-samente a los organismos en suelo y agua en concentraciones relativamente bajas. Las algas parecen ser el organismo acuático más sensible a los efectos tóxicos del pentacloro-fenol, aunque la mayoría de los vertebrados y los invertebrados acuáticos son afectados por él (IPCS, 1987). Este compuesto es acumulado por los organismos acuáticos; los peces de agua dulce presentan factores de bioconcen-tración superiores a 1000 en comparación con los presentados por los peces marinos que son menores de 100 (Warwick, 1990).

Fungicidas Ftalimídicos

También se les conoce como sulfenimidas. Son fungicidas de contacto muy potentes que contienen el grupo N-triclorometiltio; el ejemplo más conocido es el captan, un fungicida foliar persistente muy eficaz. Subsecuentemente se han desarrollado compuestos análogos como el folpet y el captafol, que también se emplean como fungicidas foliares (Alpuche, 1990).

197

PLAGUICIDAS

Modo de Acción

La actividad fungicida de estos compuestos de-pende, posiblemente, de la ruptura del enlace R-S por reacción con los tióles celulares, a los cuales oxidan dentro de la célula del hongo, al mismo tiempo que liberan productos tóxicos. El captan interactúa con los tióles celulares produciendo tiofosgeno, el cual, al combinarse con enzimas vitales que contienen grupos sul-fhidrilo, amino o hidroxilo, envenena al hongo. El folpet ocasiona una inhibición importante de la actividad de la alfa-quimotripsina aislada.

Como esta enzima no contiene grupos tióles, se piensa que puede haber otras reacciones de importancia para la acción de estos compues-tos (Alpuche, 1990).


El captafol y sus metabolitos pueden bioacu-mularse en algunos peces en concentraciones 750 veces mayores a las del medio; en cambio, el captan no posee potencial de bioacumula-ción. Estos fungicidas son poco móviles en el suelo (Johnson y Finley, 1980).

otRos funGIcIdAs oRGánIcos

Quinonas

Un buen número de quinonas se encuentran en las plantas y son también producto del metabolismo de varios tipos de hongos. Algu-nos miembros de este grupo se usan como fungicidas agrícolas, por ejemplo, la tetraclo-robenzo-quinona o cloranilo, la cual es muy útil para el recubrimiento de semillas, aunque no es tan eficaz como fungicida foliar, ya que se descompone rápidamente con la luz solar. Probablemente, las quinonas deben sus pro-piedades fungicidas a una reacción de adición con enzimas respiratorias que contienen gru-pos sulfhidrilo y que ocurre en la célula fungosa (Alpuche, 1990).

Fungicidas Sistémicos

La acción fungicida sistémica se ha demos-trado en muchos compuestos: sulfonamidas, antibióticos, benzimidazoles, oxatiinas y pirimi-dinas. En un principio, su descubrimiento tuvo poco impacto en el control a gran escala de enfermedades fungosas, ya que estos produc-tos eran muy caros, no eran suficientemente activos en condiciones de campo, o bien, causaban daños por fitotoxicidad. Hoy varios fungicidas sistémicos son muy empleados en diversos cultivos para el control de las fungosis (Alpuche, 1990).

Sulfonamidas

Desde el punto de vista de las propiedades an-tifúngicas sistémicas, constituyen la clase más

importante. Se han empleado principalmente para combatir las royas en los cereales pero, debido a que se necesitan elevadas cantidades del compuesto, existe el peligro de provocar daño por fitotoxicidad en la planta hospedera. Otra desventaja importante es que, más que fungicidas, son fungistáticos (Alpuche, 1990).

Bencimídazoles

Los compuestos representativos de este grupo son benomilo y tiabendazol. Ambos son fungi-cidas sistémicos de amplio espectro, activos contra muchos hongos patógenos, incluyendo los mildiús polvosos y los patógenos del suelo. El benomilo es un compuesto más activo de este grupo y se emplea mucho como rociado foliar, en el recubrimiento de semillas o direc-tamente en el suelo, para el control del moho gris y otras enfermedades fúngicas (Alpuche, 1990b). La fungitoxicidad de estos productos está claramente asociada con la presencia del anillo de bencimidazol, el cual probablemente sea responsable de la acción fungicida (Alpu-che, 1990b).

Los bencimidazoles tienen efectos embriotóxi-cos, teratogénicos y gonadotóxicos. En el estó-mago de los mamíferos, pueden formar com-puestos N-nitroso, los cuales son mutágenos y carcinógenos potentes (Alpuche, 1990b).

Tiofanatos

Constituyen un grupo relativamente nuevo de fungicidas sistémicos cuya estructura está basada en la tiourea. Los más conocidos son


198

el tiofanato y el metiltiofanato; ambos son efi-caces contra hongos patógenos tales como el mildiú polvoso del manzano, los mildiús de la cebada y el pepino o el tizón de la vaina de arroz (González, 1988). Tienen un alto grado de persistencia en la actividad sistémica, por asimilación a través de las raíces (Alpuche, 1990b).

Oxatilinas

Son compuestos heterocíclicos con propieda-des fungicidas sistémicas importantes; algunos

ejemplos son el carboxím y el oxicarboxím. El oxicarboxím tiene actividad sistémica contra las royas en los cereales y en las hortalizas y es útil en el tratamiento de semillas. Estos compuestos inhiben fuertemente el metabo-lismo oxidativo de la glucosa y el acetato, así como la síntesis del ARN y el ADN, aunque esto puede ser resultado de la falta de energía celular debida a la inhibición de la respiración (Alpuche, 1990b).

lIteRAtuRA cItAdA

Alpuche, L. 1990, Los funguicidas. Aspectos generales, p. 215-217. In: L. Albert (coord.). Los Plagiuicidas. El Ambiente y la Salud. Centro de Ecodesarrollo. 331 p.

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199

Resumen

En el presente capítulo se presentan las propiedades fisicoquímicas, ecotoxicológicas y modo de acción de Ios herbicidas más importantes por su amplio uso en la agricultura para el control de malezas. Estos factores son de gran importancia para la evaluación del comportamiento ambiental de dichas sustancias. Entre los compuestos químicos más usados en México para el control de malezas se encuentran los herbicidas deri-vados del ácido fenoxiacético, tales como el 2,4-D y el 2,4,5-T; los compuestos bipiridílicos, como paraquat y diquat; los herbicidas triazínicos (simazina y atrazina) y los derivados de la urea (monurón y diurón).

AbstRAct

This chapter discusses the ecotoxicological properties and mechanisms of action of the most important her-bicides used for the control of weeds in agriculture. These characteristics are relevant for the assessment of environmental behavior of these compounds. The most important herbicides used to control weeds in México are phenoxyacids such as 2,4-D and 2,4,5-T; bipyridilium compounds (paraquat and diquat), S-triazines (sima-zine and atrazine) and urea derivatives (monuron and diuron).

Química y Ecotoxicología de los Herbicidas

Alma Delia Viveros Ruiz

Investigaciones Biotecnológicas, A.C. (INBIOTEC)

Viveros Ruiz, A.D., 2005. Química y ecotoxicología de los herbicidas, p. 199-206. In: A. V. Botello, J.

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10


200

IntRoduccIón

Los herbicidas son sustancias que se usan para destruir o controlar el crecimiento de vegetales que se consideran indeseables, principalmente en agricultura, por competir con los cultivos por nutrimentos, agua, luz y espacio o por la fito-toxicidad de algunas de ellas. En general, se considera necesario el uso de herbicidas para controlar el desarrollo de las malezas y evitar un incremento en los costos de producción.

El uso de sustancias como la sal, para el con-trol de la vegetación, se remonta a la antigüe-

dad; el uso de sustancias químicas más espe-cíficas aumentó a fines del siglo XIX, cuando se comprobaron las propiedades herbicidas del caldo bórdeles.

La síntesis de herbicidas orgánicos comenzó en Francia en 1933, con la introducción del 2,4-dinitro-o-cresol (DNOC) y fue a partir del des-cubrimiento de la actividad herbicida del 2,4-D, en 1944, que se comenzaron a sintetizar y eva-luar numerosas sustancias para usarlas como herbicidas.

clAsIfIcAcIón

Los herbicidas se pueden clasificar de acuerdo con su función, modo de acción, momento de aplicación y constitución química (Tabla 1).

Los herbicidas orgánicos son actualmente los compuestos de más amplio uso en la agricultu-ra. En la Tabla 2 se presentan algunos ejemplos de cada grupo. A continuación, se verán con más detalle los grupos de compuestos que son los más importantes, debido a su amplio uso y los peligros que representan para el ambiente.

Herbicidas Fenoxiacéticos

Los ácidos 2,4-dicloro-fenoxiacético (2,4-D) y 2,4,5-tricloro-fenoxiacético (2,4,5-T) son los compuestos representativos de este grupo y, probablemente, fueron hasta hace poco los herbicidas más utilizados en muchos países del mundo (Fig. 1). Se suelen aplicar como sus derivados de tipo éster, amida o como sales. Entre los compuestos de este grupo que fueron importantes por su amplio uso están: silvex,

Tabla 1. Clasificación general de los herbicidas.

Criterio Clases Características

Selectividad

Selectivos Específicos para las malezas, se usan para destruidas sin causar daño a los cultivos.

No Selectivos Destruyen todas las plantas; estos productos, se usan cuando se quiere exterminar

por completo todos los vegetales, por ejemplo, en la construcción y el mantenimiento

de carreteras y vías férreas.

Mecanismo

de Acción

De contacto Al aplicarse de manera directa a las plantas, las destruyen en forma total o parcial.

Sistémicos Se absorben en la porción de la planta que ha sido tratada y ejercen

su acción tóxica en otra parte de ella.

Momento

de

Aplicación

Pre-emergentes Se usan cuando la maleza aún no ha brotado de la superficie del suelo,

independientemente del desarrollo del cultivo.

Emergentes Se aplican cuando las plántulas de las malezas brotan de la superficie del suelo.

Post-

emergentes

Se emplean para eliminar las malezas desarrolladas, con o sin la presencia del cultivo.

Naturaleza

Química

Inorgánicos Sales de metales que actúan como herbicidas no selectivos.

Orgánicos Principalmente compuestos sintéticos como los fenoxiacéticos, triazínicos,

bipiridílicos, derivados de la urea, tiocarbamatos, derivados del ácido benzoico,

del uracilo, de la anilina, del ácido picolínico y de la glicina.

Figura 1. Ejemplos de herbicidas fenoxiacéticos.

CH

CH

CH

2

3

O

O

C

C

O

O

OH

OH

Cl

Cl

Cl

Cl

2,4-D

Cl

SILVEX

201

PLAGUICIDAS

Tabla 2. Algunos compuestos de los principales grupos de herbicidas

Grupo Compuesto

Fenoxiacéticos 2,4-D, 2,4,5-T, Silvex

Bipiridídicos Paraquat, Diquat

Triazínicos Atrazina, Ametrina,

Simazina

Derivados de la urea Diurón, Linurón, Monurón

ácido 2-metil-4-cloro-fenoxiacético o MCPA y el sulfato 2-(2,4-dicloro-fenoxi) etil sódico o seso-na; una mezcla de esteres del 2,4-D y el 2,4,5-T, conocida como “Agente Naranja”, se usó muy ampliamente hace años (IPCS, 1984).

Mecanismos de Acción y Propiedades

Por estar relacionados químicamente con la hormona del crecimiento de las plantas conoci-da como auxina, estos productos también son llamados “herbicidas hormonales”. Sus propie-dades herbicidas dependen del número y posi-ción de los átomos de halógeno en la molécula. La mayoría de ellos es de acción sistémica: se absorben por los tejidos y se transportan por la savia hasta llegar a los sitios en los que el consumo de nutrimentos es mayor y en donde ejercen su acción. Su eficacia es óptima cuan-do la planta está en crecimiento activo (Guenzi, 1974).

En las plantas sensibles a ellos, los efectos se presentan como: curvatura, deformación, adelgazamiento y marchitez de hojas y tallos; el crecimiento se detiene, la planta se pone amarilla y luego muere. Durante este proceso aumenta la respiración de la planta, disminu-ye la fotosíntesis y los nutrimentos de reserva se consumen con mayor rapidez. Las propieda-des fisicoquímicas de los derivados fenoxiacéti-cos determinan su comportamiento ambiental. Debido a su estructura química, se degradan con rapidez en el ambiente por acción química, física y biológica, por lo tanto no persisten ni se bioacumulan (IPCS, 1989). Los principales fac-tores que intervienen en la degradación son: a) los microorganismos del suelo y agua y b) las condiciones ambientales como temperatura, luz ultravioleta y pH (Plimmer, 1977).

Toxicidad sobre Organismos Acuáticos

En general, estos compuestos son de baja toxicidad para los microorganismos del suelo y del agua. Las formulaciones a base de es-teres del 2,4-D tienen mayor toxicidad para los organismos acuáticos que las sales o el ácido libre. Hay variaciones en la sensibilidad de las diversas especies hacia las diferentes formula-ciones (IPCS, 1989).

El 2,4-D inhibe el crecimiento y la fijación del nitrógeno en algunas algas azul-verdes, que son la fuente de nitrógeno más importante en los suelos tropicales húmedos. Este problema es menor con el uso de formulaciones a base de aminas. Los esteres derivados del 2,4-D son tóxicos para los peces, en particular para las formas juveniles; por ésto, no deben emplearse para el control de malezas acuáticas, ni en apli-caciones terrestres que tengan el potencial de afectar a los sistemas acuáticos, por ejemplo, en las orillas de ríos y lagos (IPCS, 1989)

Se han observado efectos secundarios de la aplicación de 2,4-D en cuerpos acuáticos des-pués de varios meses del tratamiento. En es-tanques donde se usó este compuesto se ob-servó una diversidad béntica más baja como resultado del incremento en la depredación de ciertos organismos. Esta alta depredación se debió a la eliminación de especies vegetales que servían como refugio para estos organis-

Figura 2. Ejemplos de herbicidas triazínicos.

N

N

N

N

N

N

N

N

N

N

H

H

C H

C H

H C

Cl

Cl

H C

3

2

5

5

7

5

2

2

H

H

ATRAZINA

SIMAZINA


202

mos (Stephenson y Mackie, 1986). Otro efecto adverso que puede tener la aplicación del 2,4-D, es una ligera acción tóxica sobre los ma-croinvertebrados debido a la muerte y degra-dación de macrófitas.

En concentraciones mayores a 10 ppm el 2,4-D afecta a varias especies de animales; en el trabajo de Way (1969), las larvas de Crassostrea virginica murieron después de una exposición a 1 ppm de éster butoxietílico-eta-nol de 2,4-D, y aunque los huevos de este or-ganismo soportaron una exposición a la misma concentración, presentaron efectos deletéreos en su desarrollo.

Estos efectos son alarmantes si se toma en cuenta que las concentraciones recomenda-bles para el control de plantas acuáticas son de 20 a 30 kg por hectárea y dan como resultado concentraciones de de 7.34 a 11.02 ppm aún cuando se distribuyan en un cuerpo acuático de 30 cm de profundidad (Way, 1969).

Los resultados de las investigaciones sobre 2,4-D, sugieren que en las dosis recomenda-das de aplicación de herbicidas, el riesgo de toxicidad aguda o crónica para peces y otros organismos es bajo. Sin embargo, en algunos casos, las dosis requeridas para una acción herbicida efectiva, por ejemplo en estuarios, en que no hay dispersión muy rápida, pueden en-contrarse local y momentáneamente, concen-traciones lo suficientemente elevadas para pro-ducir efectos tóxicos en las etapas susceptibles de algunos organismos acuáticos. Otro efecto ambiental importante es el indirecto sobre la di-versidad de la vegetación; por esta causa debe evitarse dispersarlos sobre zonas que no son de cultivo.

Herbicidas Triazínicos

La simazina y la atrazina son los compuestos mas utilizados de este grupo. Conforme a su construcción química, los compuestos triazíni-cos se clasifican en: halogenados con simazina y triazina; metoxilados con prometón y atracón, y tiometilados como simetrina y a metrina. En la figura 2 se muestran algunos ejemplos de herbicidas triazínicos.


Actúan como inhibidores de la fotosíntesis y depresores de los procesos de germinación, tanto en zacates, como en malezas de hoja ancha. Su primer efecto en la interferencia con la biosíntesis de los carotenos; los síntomas en la planta incluyen clorosis, tono amarillento y muerte. La mayoría de los herbicidas tria-zínicos son de acción sistémica y aplicación pre-emergente. Son ampliamente usados para el control selectivo de maleza, sobre todo, en cultivos de caña de azúcar y maíz.


Estos compuestos son moderadamente per-sistentes y pueden contaminar los mantos freáticos. En el medio acuático, los huevecillos y las larvas son los estadíos de desarrollo más sensibles a este compuesto. La atrazina produ-ce mutaciones en embriones de Brachydanio rerio (Pez cebra) con: alteraciones morfológi-cas externas de tronco y cola; reducción en la supervivencia de peces jóvenes y en el desa-rrollo de las larvas; incremento en la incidencia de edema y muerte en la primera semana de desarrollo (George y Nagel, 1990).

Figura 3. Ejemplos de herbicidas bipiridílicos.

CHH C 33Cl

Br

NN

NN++

+ +2

2

PARAQUAT

-

-

DIQUAT

Figura 4. Ejemplos de herbicidas derivados de la urea.

CH

CH

CH

CH

3

3

3

3

N

N

DIURON

FLUMETURON

Cl

Cl

NH

NH

C

C

O

O

CF3

203

PLAGUICIDAS

Herbicidas Bipiridílicos

Por su amplio uso como herbicidas de con-tacto, el diquat y el paraquat están entre los herbicidas heterocíclicos mas importantes en la actualidad (Fig. 3) estos compuestos son herbicidas de contacto de carácter básico y sus productos comerciales son los respectivos dibromuros o bicloruros.


Para que los compuestos bipiridílicos ejerzan su acción herbicida son esenciales la luz, el oxígeno y la clorofila. Su actividad se debe a la facilidad con que forman radicales libres esta-bles y solubles en agua que se reoxidan en la planta para dar peróxidos, los cuales son muy tóxicos para sus tejidos (Cremiyn, 1979).

En comparación con el 2,4-D y el 2,4,5-T, los herbicidas bipiridílicos tienen ciertas venta-jas pues, debido a un intercambio iónico con los componentes de la arcilla, se desactivan al entrar en contacto con el suelo, lo cual pro-picia que se unan firmemente a las partículas de suelo y, en principio, no queden disponibles para una acción posterior (IPCS, 1984) aunque esto ha sido cuestionado.

Por lo anterior, estos herbicidas suelen que-dar fijados en los suelos y sedimentos, en don-de son degradados lentamente por los micro-organismos. Los residuos que quedan en la

superficie de las hojas se degradan con el tiem-po. No se han observado efectos significativos de estos herbicidas sobre la fertilidad del suelo (Brown, 1978).


La toxicidad del paraquat para los peces no suele representar un riesgo grave y depende de la especie, del tamaño del pez y de la dure-za del agua (IPCS, 1984). Un efecto indirecto, asociado con su uso para eliminar las malezas acuáticas, puede ser el aumento de malezas en descomposición en el agua y la consecuen-te disminución del oxígeno disponible para los peces, lo que puede ser letal para algunas es-pecies (IPCS, 1984).

Herbicidas Derivados de la Urea

A la fecha tienen uso comercial más de veinte productos de este grupo. Los más utilizados son: diurón, monurón y linurón (Fig.4).


La acción herbicida de estos compuestos se debe a la fuerte inhibición de la fotosíntesis, la inhibición de la fosforilación oxidativa, las alte-raciones en la síntesis de azúcares y en el me-

Figura 5. Ejemplos de otros herbicidas.

OH

2

2

2

23

3

CH CH CH

CH

NO

NO

O N

DINOSEB

O

ClCl

NITROFEN

Figura 6. Estructura química del propanilo y algunas de sus impurezas.

N

N

N

N

NH CH NHC CH

Cl Cl

Cl Cl3

45

6

2 23

2

Cl

Cl

Cl

Cl

Cl

Cl

Cl

Cl

1

1

1

1

5

5

6

6

4

4

2

2

3

3

2

2

3

3

4

4

5

5

6

6

O

O

O

O

O

O

O

O

O

O

O

O

O

TCAOB

TCAB

PROPANILO DCA


204

tabolismo de las proteínas. También interfieren en los procesos enzimáticos de las plantas.

Estos herbicidas se degradan en el ambien-te por acción de los microorganismos. En ge-neral, son moderadamente persistentes; por ejemplo, el tiempo requerido para la degrada-ción total del diurón es de un año a partir de su aplicación; después de este período no se han encontrado residuos de este compuesto en el suelo (Maier-Bode y Hartel, 1981).


Estos herbicidas son moderadamente tóxicos para los organismos acuáticos. El diurón inhibe el crecimiento de algunas algas acuáticas y en los peces causa: distrofia y necrosis del epitelio branquial, necrosis del hígado, cambios distró-ficos de órganos parenquimatosos y células cerebrales (IRPTC, 1991).

Otros Herbicidas

En vista de la gran variedad de grupos quími-cos y estructuras que tienen acción herbicida, no es posible discutirlos a todos detalladamen-te; sin embargo, debe advertirse que en 1986 el uso del dinoseb fueron prohibidos en Estados Unidos por orden de emergencia debido a su potencial para causar defectos congénitos y a su persistencia en los mantos freáticos. Éste y otros herbicidas relacionados con el nitrofén (Fig. 5), han sido prohibidos en varios países (IOCU, 1986).

Entre los herbicidas de mayor uso en la zona costera del Golfo de México, destaca el propa-nilo, por lo que a continuación se resume la in-formación sobre este compuesto.

Propanilo

La 3’,4’-dicloropropioanilida o propanilo (Fig. 6) es una fenilamida utilizada en grandes volúme-nes como herbicida selectivo post-emergente para el control de malezas en el cultivo del arroz, es ligeramente persistente y peligroso en el ambiente (González, 1988, CICOPLAFEST,

1991). Este producto puede contener impure-zas como el 3,3’,4,4’- tetracloroazobenceno (TCAB) y el 3,3’,4,4’- tetracloroazoxibenceno (TCAOB), (Pothuluri et al., 1991).

205

PLAGUICIDAS


El propanilo es un tóxico con efecto agudo para los organismos acuáticos, especialmente para los peces en estadios juveniles; tiene efectos tóxicos en los estadios larvarios de diversas especies y también se ha observado que pue-de provocarles la muerte o deformidades como edema en la región del pericardio con reabsor-ción del saco vitelino (Pothuluri et al., 1991).

Según Tucker (1987), el propanilo es un po-tente inhibidor de la fotosíntesis del fitoplanc-ton. La dicloroanilina (DCA), que es un residuo tóxico del propanilo, permanece en concentra-ciones lo suficientemente altas para producir efectos tóxicos en las poblaciones de peces aún una semana después de la aplicación del

herbicida (Pothuluri et al., 1991). Popova (1973) encontró una disminución en el crecimiento de organismos expuestos durante 60 días a pro-panilo sin que los peces se recuperaran al ce-sar la exposición.

Persistencia

La vida media del propanilo en estanques es de 2 a 6 días y sus productos de degradación (DCA, TCAB y TCAOB) que son compuestos análogos a las TCCD, parecen ser persistentes en el ambiente y en el suelo (Tucker, 1987). Los factores de bioconcentración que se han reportado para propanilo son de 69 a 111 para exposiciones bajas y altas respectivamente (Pothuluri et al., 1991; Rogers, 1970).

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206

207

Plaguicidas Organoclorados en Pastos y Peces de los Sistemas Candelaria-Panlau y Palizada

del Este, Laguna de Términos, Campeche, México

1Gilberto Díaz-González, 2Alfonso V. Botello, y 3Guadalupe Ponce-Vélez

1 Universidad Autónoma Metropolitana- Xochimilco 2 Universidad Autónoma de Campeche

3Instituto de Ciencias del Mar y Limnología, UNAM

Díaz-González, G., A.V. Botello, y G. Ponce-Vélez, 2005. Plaguicidas organoclorados en pastos y pe-

ces de los sistemas Candelaria-Panlau y Palizada del Este, laguna de Términos, Campeche, México,

p. 207-224. In: A. V. Botello, J. Rendón-von Osten, G. Gold-Bouchot y C. Agraz-Hernández (Eds.).

Golfo de México Contaminación e Impacto Ambiental: Diagnóstico y Tendencias, 2da Edición. Univ.

Autón. de Campeche, Univ. Nal. Autón. de México, Instituto Nacional de Ecología. 696 p.

Resumen

En este trabajo se presentan los niveles de plaguicidas organoclorados que fueron determinados en la biota (vegetación sumergida , pastos y peces ) de los dos principales sistemas estuarinos de la laguna de Términos, Campeche ( Candelaria-Panlau y Palizada del Este). Es notorio que algunos compuestos como el endrín, el epóxido de heptacloro y el DDT, muestran relaciones que confirman su ingreso reciente al área de estudio, en tanto otros como el sulfato de endosulfan demuestran que su aplicación no es reciente. Algunos de estos plaguicidas, se presentaron con gran frecuencia y en porcentajes mayores al 60% del total de las muestras. De singular importancia, es la presencia de estos compuestos en tejidos de peces empleados para el consumo humano (Arius melanopus y Chiclasoma sp) principalmente DDT y endosulfán, los cuales se consideran altamente tóxicos y persistentes y cuyos niveles rebasan las normas ambientales internacionales y nacionales, con el consecuente riesgo a la salud humana.

AbstRAct

The levels of organochlorinated pesticides in two estuarine systems adjacent to Terminos lagoon (Candela-ria–Panlau and Palizada del Este) are presented. Samples of biota ( marine vegetation, grasses and fishes) was analyzed . It is noticeable the presence of chlorinated pesticides as Endrin, Heptachlore epoxide and DDT, whose shown relationships that confirm their presence from fresh inputs into the estuaries studied. Also, their frequence is high in most of the 60 % of samples analyzed. Of paramount importance, is the presence of these compounds mainly DDT and Endosulphan, which are higly toxic and persistent in tissues of fishes (Arius melanopus and Chiclasoma sp) used for human consumption, whose levels of concentration are above the limits of international and national regulations, because their potential risk for public health.

11

MéxicoGolfo deMéxico

Sistema Palizada del Este

Campeche

Sistema Candelaria- Panlau

Boca Chica

Laguna Sn.Francisco

Laguna delEste

Laguna delVapor

Laguna deTérminos

Laguna deTérminos

1

2

3

N

18°30’

18°20’

91°50’ 91°20’

18°40’

0 2Km

0 2Km

ArroyoLagartero

Arroyo ChivojáChico

Arroyo ChivojáGrande

San Pedro

LagunaPanlau2

3 4

5

6

1

.

...

.

.

Río Mamantel

Río CandelariaJama

Arrozal

Figura 1. Localización de los sitios de colecta en los sistemas Palizada del Este y Candelaria-Panlau aledaños a la laguna de Términos, Campeche.


208

IntRoduccIón

La laguna de Términos, es una de las lagunas costeras más extensas del país, con una su-perficie aproximada de 2500 km2, de gran pro-ductividad y situada frente a la sonda de Cam-peche. Esta laguna y la sonda de Campeche constituyen la zona pesquera más importante del sur del Golfo de México. En años recien-tes, las actividades ganaderas y agrícolas han cobrado gran importancia y en forma conjunta la explotación petrolera se ha intensificado, así como una extensa y creciente producción arro-cera (Vera-Herrera et al., 1989).

Dos entradas permanentes comunican la lagu-na de Términos con el Golfo de México: Puerto Real y Carmen (Botello, 1978; Yánez-Arancibia y Day, 1988). La planicie costera del área de la laguna de Términos está drenada princi-palmente por cuatro ríos: río Candelaria cuya cuenca se localiza en la península de Yucatán y en su cauce se encuentran grandes cantidades

de carbonato de calcio; río Palizada, forma par-te de la red hidrológica de los ríos Mexcalapa, Grijalva y Usumacinta; río Chumpán, se gene-ra en la planicie costera por la unión de los ríos San Joaquín y Salsipuedes; río Sabancuy que desemboca por el oriente y los arroyos Colax, Lagarteros y Chivojá Grande; por el sur los ríos Mamantel, Candelaria y sus afluentes que con-vergen en la Boca de Balchacah, el Chepe, el Palizada y los arroyos las Peñas y Marentes, que desembocan en la laguna del Este la cual se comunica con la laguna de Términos por el Oeste al igual que lo hacen las lagunas y este-ros de Pom, Atasta y Puerto Rico, todos comu-nicados entre sí (Botello, 1978; Noreña-Barroso et al., 1999). La figura 1 muestra el las estacio-nes de colecta del presente trabajo

Después de la segunda guerra mundial, los plaguicidas organoclorados, particularmente el DDT, fueron introducidos y usados intensa-

209

PLAGUICIDAS

mente en el país para propósitos agrícolas y como parte de campañas internacionales para la erradicación de la malaria (Botello, 2000). Con el incremento de las actividades ganade-ras, agrícolas, y campañas de salud pública, los plaguicidas organoclorados han sido dis-persados ampliamente en la región, por lo que

el objetivo de esta investigación fué determinar los niveles de estos contaminantes persisten-tes en peces de importancia comercial ya que son consumidos directamente por la población, así como los pastos marinos que sirven de re-fugio y fuente de nutrientes para la biota aso-ciada al sedimento.

mAteRIAles y métodos

Para el análisis de plaguicidas clorados se empleó un cromatógrafo de gases con sistema capilar, Hewlett Packard Modelo 5890 A, equi-pado con Detector de Captura de Electrones, fuente de poder 63Ni, acoplado a un integrador Modelo 3290 A, columna capilar de 30 m x 0.25mmDI x 0.25µm de grosor de capa, fase Fenil Metil Silicón al 5%, gas acarreador y auxi-liar nitrógeno 1 y 30 mL/min; Inyector 260°C, Detector 300º; programa de temperatura: inicial 170º C, final 290°C, tiempo inicial 4 min, final 5, rampa 8°C/min, purga 0.5 min, modo de inyec-ción split–splitless.

Las muestras de pastos y peces se colecta-ron en junio de 1988, febrero, marzo y septiem-bre de 1989; fueron secadas en estufa a 60°C y después molidas y tamizadas en una malla de 250µm.

Para la determinación de plaguicidas orga-noclorados en estas matrices biológicas, se usó el Método de Referencia para Estudios de Contaminación Marina No. 14, propuesto por UNEP/IAEA (1986), que consiste en lo si-guiente:

Alícuotas de 2 g de tejido se colocaron con 200mL de hexano en Soxhlet por 8 horas,

después de ser reducido a 10 mL, se trató con 3 mL de ácido sulfúrico concentrado para hidrolizar los lípidos, se centrífugó por 10 min a 2500 r.p.m., se transfirió el sobrenadante a un tubo de centrífuga y se rotoevaporó a 1 mL, se eluyó la muestra en una columna de vidrio de 10 cm de largo x 1 cm de DI, empacada con fibra de vidrio, 13 g de flori-sil desactivado al 1.25% y 2 g de sulfato de sodio anhidro. La muestra extraída se colocó en la columna eluyendo con 7 mL de hexano (fracción 1) luego con 10 mL de dietil éter en hexano al 25% (v/v) (fracción 2); ambas frac-ciones fueron concentradas y se inyectó 1 µL al cromatógrafo de gases.

La identificación y cuantificación de los plaguicidas se realizó con base en los tiem-pos de retención y el área de los picos, compa-rados con el patrón establecido por la mezcla de estandares (catálogo 4-8858, Supelco Inc.) de los siguientes compuestos: αHCH, βHCH, γHCH (lindano), heptacloro, epóxido de hepta-cloro, aldrín, dieldrín, endrín, endrín aldehído, endosulfán I, endosulfán II, sulfato de endosul-fan, p,p’-DDE, p,p’-DDD, p,p’-DDT.

dIscusIón y ResultAdos

Sistema Candelaria-Panlau

Pastos

La vegetación costera que emerge en los már-genes de los sistemas fluvio-lagunares está cu-bierta principalmente por mangles y en la boca del sistema Candelaria-Panlau la vegetación sumergida está representada principalmente por praderas de Thalassia testudinum, en

cambio en el interior del mismo se encuentra Ruppia marítima. Del mismo modo existen cu-biertas de macroalgas del tipo Phaeophyceae como Gracilaria sp. (Amezcua, 1978; Yánez et al., 1983). Los “ceibadales” o pastos espe-cialmente los de Thalassia, Halodule, Ruppia y Syringodium, forman un tipo especial de ve-getación en las costas del mundo, ya que sus poblaciones estructuran complejas comunida-des, en las que habita una gran variedad de organismos que las utilizan como base nutritiva


210

al estar formadas por proteínas, carbohidratos, fibras crudas, y algunos aminoácidos siendo los más importantes los ácidos aspártico, glutá-mico, la arginina, lisina y leucina. Sus rizomas y raíces ayudan en gran parte a la estabilización de partículas sueltas que aumentan considera-blemente la proporción del sedimento.

En los pastos del sistema Candelaria-Panlau, se analizaron los plaguicidas de la familia de los DDTs, detectando al progenitor p,p´-DDT en la estación 3 (río Candelaria) en Ruppia sp., con 235.4 ngg-1. Por el contrario, el metabolito p,p´-DDE se reconoció en el 60% de las muestras, encontrando el valor más elevado (184.6 ngg-1) en Halodule sp., de la estación 4 (Panlau), y en este mismo sitio se registró la mínima cantidad de 8.4 ngg-1 para el p,p’-DDD en esta misma fa-nerógama (Tabla 1).

De acuerdo con Lot-Helgueras (1971) la es-pecie Halodule wrigtii es más frecuente en áreas someras con sedimento areno-limoso y condiciones ambientales extremas en cuanto a temperatura y salinidad; lo cual coincide con esta investigación, ya que debido a la influencia de los ríos las condiciones ambientales varían frecuentemente.

Las proporciones encontradas de DDT/ΣDDTs y DDE/ΣDDTs, dan un cociente de 0.5, aunque el valor es menor de 1, la cantidad máxima encontrada de DDT como compuestos original, pone de manifiesto que estos valores significativos de este plaguicida aromático, su-giere que las aplicaciones de DDT en la zona han sido recientes.

En la familia de los Hexaclorociclohexanos (HCHs) no se detectó γHCH (lindano), el isó-mero βHCH registró el valor más alto (49.1 ngg-

1), en la estación 4 (Panlau) en Halodule sp., seguido del αHCH con 39.1 ngg-1, en la mis-ma fanerógama. Este isómero α apareció en el 60% de las muestras. Las proporciones αHCH/ΣHCHs y βHCH/ΣHCHs registraron un cocien-te de 0.5, menores a la unidad, sin embargo los valores son de magnitud importantes indicando que se continuan aplicando estos compuestos.

Típicamente la mezcla técnica de los HCHs está compuesta en un 70% por el αHCH, 7% βHCH, 14% γHCH y el porcentaje restante de otros isómeros; el isómero γHCH o lindano es

realmente el insecticida y a su vez el más tóxi-co de la familia, los HCHs han sido ampliamen-te usados en el pasado y se siguen usando en algunas partes del mundo, los reportes nos di-cen que se han dispersado más de 1 millón de toneladas solamente en Asia (Tanabe et al., 1982). Por otra parte se ha encontrado una ma-yor persistencia del isómero βHCH con respec-to al αHCH (Albert, 1996; Prado et al., 2005).

Del grupo de los ciclodiénicos, no se encon-tró heptacloro, sin embargo el epóxido de hep-tacloro se registró en el 60% de las muestras, la máxima concentración se encontró en la es-tación 5 sobre el río Candelaria con 90.5 ngg-1 en Nimphaea sp., seguido de la estación 4 en Panlau con 18.6 ngg-1 en Halodule sp., y la me-nor concentración estuvo en el sitio 3 en el río Candelaria con 8 ngg-1 en Ruppia sp.

El aldrín se encontró en el 40% de las mues-tras analizadas, situándose en primer plano la estación 5 (Río Candelaria) con 266.8 ngg-1 en Nimphaea sp., con una menor concentración localizamos la estación 4 (Panlau) con 39.4 ngg-1 en la fanerógama Halodule sp., y en esta misma especie y en el mismo sitio de colecta, el dieldrín registró 79 ngg-1; el nivel mínimo fue de 4.4 ngg-1 en Panlau para Ruppia sp.

El metabolito endrín derivado del isodrín se presentó en el 100% de las muestras anali-zadas, aportó la más alta concentración en la estación 4 (Panlau) con 805.7 ngg-1 en la fa-nerógama Halodule sp.; para Ruppia sp., el contenido de este plaguicida varío en las es-taciones 6 (Río Mamantel), Panlau, 3 (Río Candelaria) con 36.7, 81 y 46.4 ngg-1; finalmen-te la estación 5 (Río Candelaria) con 46.3 ngg-1 en Nimphaea sp. (Tabla 1).

El endrín aldehído apareció con 85.8 ngg-1 en la estación 4 (Panlau) en Halodule sp., re-presentando el 20% de las muestras analiza-das. La proporción endrín aldehido/dieldríntotal generó un valor de 1, lo cual significa aplicacio-nes recientes de estos productos.

No se encontraron a los ciclodiénicos endo-sulfán I y endosulfán II, solamente al sulfato de endosulfán con 129.2 ngg-1 en la estación 4 (Panlau), en Halodule sp.; la presencia de este metabolito indica que su aplicación no es re-ciente (Tabla 1).

211

PLAGUICIDAS

Tabla 1. Concentración de plaguicidas organoclorados (ngg-1 peso seco) en pastos del Sistema Candelaria-Panlau (Laguna de Términos, Campeche).

Estaciones

Plaguicidas

Junio Febrero

X D.E. %

(06) Río

Mamantel Ruppia sp

(05) Río

Candelaria Nimphaea sp.

(04)

Panlau Halodule sp

Panlau Ruppia sp

(03) Río

Candelaria Ruppia sp.

αHCH nd 17.9 39.1 nd 19.1 15.22 16.25 76

βHCH nd 12.7 49.1 nd nd 12.36 21.26 61

Lindano nd nd nd nd nd - - -

Heptacloro nd nd nd nd nd - - -

Epóxido de H. nd 90.5 18.6 nd 8 23.42 38.27 60

Aldrín nd 266.8 39.47 nd nd 61.25 116.17 40

Dieldrín nd nd 79 4.4 nd 16.68 34.89 40

Endrín 36.7 46.3 805.7 81 46.4 203.23 33.22 100

Endrín ald. nd nd 85.8 nd nd 17.6 38.27 20

Endosulfán I nd nd nd nd nd - - -

Endosulfán II nd nd nd nd nd - - -

Sulf. Endosul. nd nd 129.2 nd nd 25.84 57.78 20

p,p´-DDE 1.64 19.7 184.6 nd nd 41.19 80.60 60

p,p´-DDD nd nd 8.4 nd nd 1.68 3.76 -

p,p´-DDT nd nd nd nd 235.4 47.08 105.27 -

ΣPOs 38.34 453.9 1438.9 85.4 308.9

αHCH/ΣHCHs= 0.56; βHCH/ΣHCHs= 0.45; aldrín/ΣALD= 0.79; endrí/ΣEND= 0.9;

p,p´-DDT/ΣDDTs= 0.52; p,p´-DDE/ΣDDTs= 0.5; nd<0.01 ngg-1

La poca diversidad de los compuestos organo-clorados en esta área puede deberse al tipo de sustrato que conforma el sistema Candelaria-Panlau, de acuerdo con Amezcua-Linares et al. (1980) y Páez-Osuna et al. (1987), el río Candelaria es el segundo sistema de importan-cia que fluye a la laguna de Términos y recoge gran parte de las aguas de la provincia carbo-natada, encontrando en algunas áreas, como Puerto Real, 70% de carbonato de calcio. Estos sistemas también se caracterizan por presen-tar mayor transparencia de sus aguas, apoyan-do esta aseveración, Vázquez-Yánez (1971) señala que el pasto Ruppia marítima caracte-rístico de aguas salobres, prefiere aguas cla-ras y poco profundas donde forma bancos muy

amplios conocidos como “ceibadales”, coinci-diendo con lo reportado en esta investigación ya que el pasto predominante fue Ruppia sp., seguido de Halodule sp., y Nimphaea sp., que toleran menor salinidad que la primera, lo cual indica que se encuentra al fondo del sistema.

De lo anterior se deduce, que a pesar de do-minar los carbonatos y poco sedimento fino, algunos plaguicidas persistentes permanecen en cantidades considerables, reflejando una dosificación constante para preservar los cul-tivos de maíz, arroz y caña de azúcar que más se practican en la zona de estudio, confirmán-dolo la alternancia de las épocas de lluvias y estiaje.


212

Peces

En submuestras de tejido de peces de la espe-cie Arius melanopus, se analizaron los DDTs, en primer plano se presentó el precursor p,p´-DDT y la máxima concentración se detectó en la estación 6 (río Mamantel) con 545.96 ngg-1, seguido de 31.84 ngg-1 en Alto Panlau; el metabolito p,p’-DDD registró 29.7 ngg-1 en la estación 4 (Panlau), y valores similares de 24, 19.7 y 14.12 ngg-1 respectivamente en los sitios 5 (río Candelaria), 3 (Panlau) y en la cuenca central (C.C.) de Panlau. Por otro lado, el p,p’-DDE registró valores similares de 65.24 y 67.3

ngg-1 en las estaciones 5 (Río Candelaria), 3 (Panlau), y un valor mínimo en el Alto Panlau con 17 ngg-1 (Tabla 2).

La sumatoria arrojó las siguientes relaciones: p,p’-DDT/ΣDDTs=0.7; p,p’-DDD/ΣDDTs=0.11; DDE/ΣDDTs=0.2, las cuales indican la mayor proporción del p,p’-DDT, sugiriendo una aplica-ción reciente del producto.

Los HCHs presentaron un 70% de las mues-tras analizadas en tejido de A. melanopus; el valor más alto correspondió a βHCH con 36.33 ngg-1 en la estación 1 (Sistema Candelaria),

Tabla 2. Concentración de plaguicidas organoclorados (ngg-1 peso seco) en Arius melanopus del Sistema Candelaria Panlau (Laguna de Términos, Campeche).

Estaciones

Plagucidas

Junio Septiembre Febrero

X D.E. %

(05) Río

Candelaria

(06) Río

Mamantel

Alto

Panlau

(03)

Panlau

(04)

Panlau

Cuenca Central Panlau

(01) Sistema

Candelaria

αHCH 8.5 26.2 nd 5 nd 1.8 11.7 7.60 9.31 71

βHCH 7 nd 10.4 3.5 16.4 nd 36.33 10.52 12.80 71

Lindano nd nd 5.54 18.34 1.54 6.13 26.6 8.31 10.26 71

Heptacloro 5 94.42 22.11 18.5 33.16 nd 43.15 30.91 31.75 85

Epóxido

de H.

1684.4 nd nd 25.96 93.26 16 66.4 269.43 624.91 71

Aldrín 3.11 11.2 2.13 29 136.4 5.8 450.6 91.18 165.56 100

Dieldrín 97 nd nd 55.68 nd 41 17 30.10 36.83 57

Endrín 143.6 nd 204.17 111.62 143 141.25 1617 337.23 567.71 85

Endrín ald. 21.81 nd 40.55 55.83 5 nd 236 51.31 84.19 71

Endosulfán I 32 nd 37.1 nd nd 6.7 nd 10.83 16.45 42

Endosulfán

II

20 nd nd nd nd nd nd 2.86 7.56 14

Sulf.

Endosul.

199.7 nd 12.45 nd nd nd 6.5 31.24 74.44 42

p,p´-DDE 65.24 nd 17 67.3 nd nd nd 21.36 31.30 42

p,p´-DDD 24 nd nd 19.7 29.7 14.12 nd 12.50 12.59 57

p,p´-DDT nd 545.96 31.84 nd nd nd nd 82.54 204.69 28

ΣPOs 2311.36 677.78 387.31 410.43 458.46 232.8 2511.28

βHCH/ΣHCHs= 0.4; epóxido de heptacloro/ΣHEPTA= 0.9 aldrín/ΣALD=0.75; endrí/ΣEND= 0.87;

Sulfato de endosulfán/ΣENDOS=0.7; p,p´-DDT/ΣDDTs= 0.7; nd<0.01 ngg-1

213

PLAGUICIDAS

y valores similares de 16.4 y 10.4 ngg-1 en 4 (Panlau) y en el Alto Panlau. En cuanto al γHCH (lindano) la mayor concentración fue en-contrada en el sitio 1 (Sistema Candelaria) con 26.6 ngg-1 y un valor cercano en la estación 3 (Panlau) con 18.34 ngg-1; también se registra-ron concentraciones similares en los peces de la Cuenca Central Panlau y del Alto Panlau con 6.13 y 5.54 ngg-1 respectivamente (Tabla 2).

La suma de los tres isómeros ofrecieron las siguientes relaciones αHCH/ΣHCHs=0.29; βHCH/ΣHCHs=0.4; γHCH/ΣHCHs=0.31, todos menores a 1, aun así se observó un ligero au-mento en el βHCH lo cual podría sugerir que dada su frecuencia de aparición de estos com-puestos, se siguen aplicando en la zona de es-tudio.

La frecuencia del heptacloro fue del 85% en tejido muscular de A. melanopus, su va-lor más alto se presentó en la estación 6 (río Mamantel) con 94.42 ngg-1, y en menor concen-tración estuvieron los peces del río Candelaria (estación 5) con 5 ngg-1, (Tabla 2); continuan-do con la misma familia ciclodiénica, el epóxi-do de heptacloro se presentó en un 71% de las submuestras de estos organismos, alcanzando su máxima concentración en la estación 5 (río Candelaria) con 1684.4 ngg-1 (Tabla 2).

Los compuestos de la familia del heptacloro dieron las siguientes proporciones: heptacloro/ΣHEPTACLOROS= 0.1; epóxido de heptacloro/ΣHEPTACLOROS= 0.9, valor cercano a la uni-dad, indicando la degradación del heptacloro y sugiriendo que ha transcurrido un tiempo con-siderable desde la aplicación de grandes can-tidades del producto.

Dentro de la familia de los ciclodiénicos, el al-drín se presentó en el 100% de las submuestras de A. melanopus, distinguiéndose por su con-centración la estación 1 (Sistema Candelaria) con 450 ngg-1, siguiendo en orden descenden-te las estaciones 4 (Panlau), 3 (Panlau) y 6 (río Mamantel) con 136.4, 29 y 11.2 ngg-1 (Tabla 2). Con una frecuencia de 57% se presentó el diel-drín, cuyo valor más destacado apareció en la estación 5 (río Candelaria) con 97 ngg-1 en épo-ca de lluvias; por otro lado se observaron con-centraciones análogas en los sitios 3 (Panlau) y Cuenca Central Panlau con 55.68 y 41.04 ngg-

1 respectivamente. La suma de aldrín y diel-

drín, produjo las siguientes relaciones: aldrin/ΣALDRÍN=0.75; dieldrin/ΣALDRÍN=0.25, advir-tiendo un valor cercano a la unidad en el aldrín, indicando que este producto ha sido dispersa-do recientemente al área de estudio (Tabla 2).

El endrín proveniente del isodrín, ocurrió en un 85%, en muestras de tejido de A. melano-pus, el valor más importante se localizó en la estación 1 (Sistema Candelaria) con 1617 ngg-1 durante la época de “nortes” (febrero), siguiendo en orden de importancia estuvo Alto Panlau con 204.17 ngg-1 en la época de llu-vias (junio-septiembre). Al mismo tiempo, el metabolito endrín aldehído ocurrió con una frecuencia de 71%, manifestándose su valor más alto en la estación 1 (Sistema Candelaria) con 236 ngg-1 durante la época de nortes (fe-brero). La suma de los metabolitos endrín + endrín aldehido, dieron las siguientes relacio-nes: endrin/ΣENDRÍN=0.87; endrín aldehído/ΣENDRÍN=0.13, en las cuales observamos al endrín muy cercano a la unidad, lo cual sugiere que este plaguicida ha sido aplicado reciente-mente a la zona de estudio (Tabla 2).

El endosulfán I tuvo una frecuencia de 43%, en los peces analizados, y se detectaron valo-res similares en las estaciones Alto Panlau, 5 (río Candelaria) con 37.1 y 32 ngg-1 en ambos sitios. En cuanto al endosulfán II sólo se regis-tró en el sitio 5 (río Candelaria) con 20 ngg-1. Finalmente el sulfato de endosulfán registró su concentración más notable en la estación 5 ubi-cada en el cauce del río Candelaria con 199.7 ngg-1, justo al inicio de la época de lluvias (ju-nio-septiembre), la sumatoria de los compues-tos del endosulfán, dieron las siguientes rela-ciones: endosulfán I/ΣENDOSULFÁN=0.24; endosulfán II/ΣENDOSULFÁN=0.06; sulfato de endosulfán/ΣENDOSULFÁN=0.7, en las cua-les se observa un alto valor en del sulfato de endosulfán, lo cual indica que hay degradación de los compuestos y que el tiempo transcurrido desde la última aplicación del precursor endo-sulfán I ha sido considerable.

A pesar de que fué mayor número de esta-ciones muestreadas durante la época de llu-vias (junio-septiembre) y menor número en la época de nortes (febrero), se observó una cier-ta analogía en las concentraciones de ambas épocas, eso es comprensible ya que en ambas situaciones hay fenómenos de turbulencia, que


214

permiten mantener en constante actividad la columna de agua, aumentando la accesibilidad de los plaguicidas organoclorados a los orga-nismos que habitan el sistema. Según Moriarty (1975) muchos contaminantes pueden estar asociados con partículas y los efectos de tur-bulencia pueden incrementar el tiempo de ex-posición; sin embargo la tasa de entrada a los organismos dependerá del estado físico del contaminante.

La especie A. melanopus según Amezcua-Linares (1978) se encuentra en cifras signi-ficativas en los 4 sistemas fluvio-lagunares, presentando su mayor densidad en Candelaria-Panlau y Pom-Atasta, próximos a las bocas de la Laguna de Términos asociado a bancos de ostión y depredando sobre Crassostrea virgini-ca. El mismo autor señala que A. melanopus en ciertas épocas del año se convierte en consu-midor de tercer orden, es decir exclusivamente carnívoro. Con base en lo anterior este orga-nismo podría ser el ideal para monitorear com-puestos organoclorados justamente en la épo-ca de lluvias (previa al desove), cuando esta especie tiene mayor contenido de lípidos.

En lo que respecta al precursor p,p’-DDT, de acuerdo con Murty (1986) este plaguicida aro-mático es raramente registrado en muestras ambientales ya que por lo general el metabo-lito p,p’-DDE es el principal componente de la ΣDDTs, sin embargo Butler et al. (1979) afir-man que cuando el p,p’-DDT es alto, indica una contaminación reciente, captada a través de la materia particulada o directamente del sedimento como sucede en los organismos bentónicos. Esta aseveración coincide con lo encontrado en esta investigación, ya que los valores para el p,p’-DDT fueron mayores.

El p,p’-DDE fue tres veces menor que su pro-genitor, el p,p’-DDT y el p,p’-DDD seis veces menor, el valor total del DDT (ΣDDTs) fue de 814.86 ngg-1 peso seco, por otro lado Stout et al. (1981) reportan que los máximos valores de ΣDDTs encontrados en tejido muscular de los peces roca y sable de la bahía de Santa Mónica, California, estuvieron en un rango de 4-15 µgg-1 peso seco, de 4 a 15 veces arriba del límite establecido por la FDA (0.06 µgg-1 peso seco). Por otro lado Mearns et al. (1988) expli-can que la FDA ha establecido límites permi-sibles para consumo humano de 5 µgg-1 peso

húmedo (1 µgg-1 peso seco) de ΣDDTs, así mismo Albert (1988) informa que valores eleva-dos de DDT puede deberse al uso continuo de este compuesto en el país, ya que todavía en 1986 se producían en México cerca de 4,000 toneladas anuales. De lo anterior se desprende que los valores aquí representados no rebasan los límites establecidos por la FDA; sin embar-go, éste tipo de contaminación puede agravar-se cuando los organismos son consumidos por amplios sectores de la población.

En cuanto a la familia de los hexaclorociclo-hexanos (HCHs), sobresalió el βHCH con una suma total de 73.63 ngg-1, valores similares to-tales 58.15 y 53.2 ngg-1 se registraron en γHCH (lindano) y αHCH, las concentraciones parcia-les más dominantes se observaron en la época de nortes (febrero). Hay una variedad de facto-res que determinan la presencia de los HCHs, una de ellas es que su presión de vapor es de 9.4 x 10-6 mm de Hg a 20°C, nueve veces ma-yor que el DDT por lo que se convierte en uno de los compuestos más solubles de los organo-clorados, dadas estas propiedades, Ray et al. (1985) afirman que los HCHs se han aplicado en cantidades masivas en todo el mundo, y que debido a ese uso intensivo son los plaguicidas clorados más abundantes observados en las áreas atmosféricas marinas; sin embargo esta frecuencia se centra en el promedio de parti-ción entre α y γHCH, Mearns (1988) reporta que el γHCH, fue encontrado en el 16% de pe-ces estuarinos entre 1980-1981 en el área de los Angeles, California y el Río Colorado cerca de la frontera con México, en un intervalo de 2-30 ngg-1 peso seco.

El heptacloro y su epóxido se vieron incre-mentados durante el periodo de lluvias (junio-septiembre) en dos órdenes de magnitud en relación a la época de “nortes” (febrero). Al parecer el lavado de las tierras influye en gran medida en estas concentraciones; Wan et al. (1989) informan que el DDT, HCH y heptacloro se usan con frecuencia en tierras donde se cul-tiva forraje para ganado lechero, caña de azú-car, frutales y producción de hortalizas. Esto podría explicar los altos valores encontrados, ya que esta zona debido a la fertilidad de sus suelos es adecuada para este tipo de cultivos.

En cuanto a los límites de tolerancia para el heptacloro en peces destinados al consumo

215

PLAGUICIDAS

humano, Mearns et al. (1988) señalan que el criterio de la FDA para este ciclodiénico es de 0.3 µgg-1 peso húmedo (0.06 µgg-1 peso seco). El heptacloro en la estación 6 ubicada en el río Mamantel durante la época de lluvias, sobre-pasa en una orden de magnitud la norma es-tablecida por la FDA; en cambio el epóxido de heptacloro rebasó la norma en varias órdenes de magnitud en la estación 5 (río Candelaria) en la época de lluvias, las estaciones restantes están en el límite.

Las concentraciones de aldrín fueron más al-tas en la época de “nortes” que en la de lluvia, sin embargo los datos son muy heterogéneos, de acuerdo a Schoor (1981) en contadas oca-siones se encuentran altos valores de aldrín, debido a que es rápidamente metabolizado a dieldrín y esto ocurre sólo cuando la aplica-ción es reciente, esto probablemente justifica la heterogeneidad de los valores. Mearns (op cit), en el Proyecto de Vigilancia Béntica en el Sureste del Golfo de México y Costa Pacífica en 1984 detectaron valores promedio de 0.2 ngg-1 peso seco.

Por otro lado el dieldrín alcanzó valores altos en la época de lluvias y ligeramente menores en época de “nortes”, sin embargo se observa-ron concentraciones más uniformes en relación al aldrín; históricamente, el dieldrín ha sido el ciclodieno detectado con más frecuencia en peces de zonas costeras, en 10,000 muestras de tejido muscular Mearns y colaboradores (1988) encontraron un intervalo desde 1 hasta 312 ngg-1 peso seco, 5 veces el límite de tole-rancia de la FDA de 60 ngg-1 peso seco; en este trabajo, el dieldrín rebasó el límite de la FDA, únicamente en la estación 5 (río Candelaria) en la época de lluvias. De acuerdo a Brown (1978) el dieldrín se usó intensivamente para controlar las plagas del arroz en California causando la muerte de 60,000 peces en un año.

El plaguicida endrín ha sido el compuesto que a lo largo de esta investigación ha ocupado lu-gares importantes en el área de estudio, la con-centración más notable se presentó en época de “nortes” con 1617 ngg-1, aunque es un caso aislado, ya rebasa en forma considerable los lí-mites de tolerancia de la FDA, sin embargo en la época de lluvias los valores fueron de menor concentración pero más homogéneos, reba-sando de 1 a 3 veces la norma de esta agencia.

McEwen y Stephenson (1979) aseveran que el endrín es el más tóxico de los ciclodiénicos, con un LD50 oral para ratas de aproximada-mente 7 mgkg-1 y una toxicidad dérmica de 10 mgkg-1. Por otro lado Brown (op cit) reporta que el endrín fue considerado como el mayor factor de muerte extensiva de peces en la parte baja del río Mississippi en el otoño de 1960.

En lo relativo al endosulfán, el valor más no-table se observó en el metabolito sulfato de en-dosulfán con 199.7 ngg-1 peso seco, Mearns et al. (1988) informan que el endosulfán I, II y el sulfato, se observaron en 4,500 muestras de peces marinos y estuarinos de Moss Landing Monterey, la concentración más alta en peces marinos de endosulfán total fue de 280 ngg-1 peso seco.

En relación a la presente investigación, el in-tervalo de valores en endosulfán I y endosulfán II fue de 6.7-37.1 ngg-1 peso seco, en cambio el sulfato de endosulfán presentó valores de 6.5 a 199.7 ngg-1 peso seco, los altos valores encon-trados en esta zona como ya se señaló, se de-ben probablemente al intenso cultivo de arroz y para preservarlo se utilizan grandes canti-dades de ete producto. Por otro lado McEwen y Stephenson (1979) afirman que a pesar de que el endosulfá es altamente tóxico para los peces, no se bioacumula en los tejidos como lo hacen el endrín heptacloro, epóxido de hep-tacloro y cuando se ha detectado al sulfato de endosulfán en tejido de animales, se ha com-probado que permanece solo por breves perio-dos de tiempo.

Sistema de Palizada del Este

Vegetación Sumergida

Con base en los estudios de Vera-Herrera et al. (1988), el sistema Palizada además de consti-tuir el principal aporte dulceacuícola de la lagu-na de Términos, posee grandes comunidades de vegetación acuática, así como mangles de tipo ripariano, considerados como los de mayor desarrollo del continente. Por otro lado, los mis-mo autores señalan que los grupos florísticos de los sistema costeros, actúan como filtros de sedimentos, nutrientes y contaminantes,


216

disminuyendo los aspectos negativos de los contaminantes y reciclando los nutrientes para transformarlos en materia orgánica; Páez-Osuna et al. (1987) estimaron para 1981 una descarga anual de 6000 millones de m3 y una carga de sólidos suspendidos del orden de 57, 200 millones de gramos.

En el sistema Palizada se analizaron los plaguicidas de la familia de los DDTs entre ellos el p,p’-DDT fue encontrado en el 20% de las muestras, localizándose en la estación 3 (laguna del Vapor) con 54 ngg-1 en la hidrofita Vallisneria americana, por otro lado se obser-vó la ausencia de este compuesto en el res-to de las estaciones. En cuanto al metabolito p,p’-DDE se detectó en el 60% de las mues-tras, la concentración más alta se encontró en la estación 3 (laguna del Vapor) con un valor de 109.8 ngg-1 peso seco en V. americana. Por último dentro de la misma familia se detectó la presencia del metabolito p,p’-DDD en el 40% de las muestras. Las relaciones de la ΣDDTs y sus metabolitos, se obtuvieron los siguien-tes valores: p,p’-DDT/ΣDDTs=0.18, p,p’-DDE/ΣDDTs=0.67, p,p’-DDD/ΣDDTs=0.15, donde se observa al p,p-DDE con un valor cercano a la unidad, confirmando la degradación del pre-decesor DDT a DDE por algunos organismos como peces, cuyos productos de excresión probablemente son incorporados a los pastos, (Tabla 3).

Para la familia de los HCHs se observó que el αHCH se presentó en el 80% de las estaciones localizándose el valor más elevado en la esta-ción 2 (laguna del Este) con 24.22 ngg-1 en V. americana. Del mismo modo, el βHCH apareció en el 100% de las estaciones, el valor más im-portante correspondió a la estación 2 (laguna del Este) con 47 ngg-1. En la familia de los hexa-cloriciclohexanos (HCHs) la concentración más elevada del compuesto γHCH (lindano), se encontró para la estación 2 (laguna del Este) con 20 ngg-1 y con 19 ngg-1 para la estación 3 (laguna del Este). De las relaciones calculadas para la familia de los HCHs, se obtuvieron las siguientes proporciones: αHCH/ΣHCHs=0.35, βHCH/ΣHCHs=0.39, γHCH/ΣHCHs=0.25; se observa un valor más alto para βHCH (0.39), sugiriendo degradación de los compuestos y a su vez la aplicación reciente de los mismos (Tabla 3).

Los compuestos clorados analizados más abundantes fueron los ciclodiénicos, bajo esta denominación se agrupa a aquellos insectici-das que se caracterizan por una estructura quí-mica similar, que consiste fundamentalmente en un anillo cíclico, con doble enlace y puen-te metilénico, el cual puede estar unido o no a otro anillo, u otros grupos. Todos estos produc-tos pueden obtenerse a través de la síntesis de Dields-Alder o ciclodiénica (Barrera, 1976).

Dentro de esta familia el heptacloro fue re-conocido en el 60% de las estaciones, obte-niéndose su máxima concentración en la es-tación 2 (laguna del Este), con 63.65 ngg-1, siguiendo la estación 3 (laguna del Vapor) con un valor de 44.73 ngg-1. En cuanto al meta-bolito epóxido de heptacloro aunque en me-nores concentraciones que su predecesor, se detectó en el 80% de las estaciones, su valor más notable se localizó en la estación 2 en la laguna del Este con 16.5 ngg-1 en V. america-na (Tabla 3). La información que se desprende de la ΣHEPTACLOROS con cada uno de los plaguicidas individuales de la familia es la si-guiente: heptacloro/ΣHEPTACLOROS=0.75, epóxido de heptacloro/ΣHEPTACLOROS=0.25, estas proporciones sugieren que el heptacloro ha sido aplicado recientemente al área ya que su cociente está cercano a la unidad (Tabla 3).

Dentro de la familia de los ciclodiénicos el progenitor aldrín se presentó en el 60% de las estaciones, en la hidrófita V. americana, des-tacándose en la 3 de la laguna del Vapor, con un valor de 188.6 ngg-1. Por lo que respecta al metabolito dieldrín, éste se presentó únicamen-te en la estación 2 (laguna del Este) con 58.7 ngg-1 en la especie V. americana. De la suma de ambos compuestos, aldrin/ΣALDRÍN=0.84 cercano a la unidad, sin embargo la proporción dieldrín/ΣALDRÍN=0.15, indicando la reciente aplicación del predecesor aldrín a la zona de estudio (Tabla 3).

El plaguicida endrín proveniente del isodrín, fue el compuesto más frecuente ya que apa-reció en el 100% de las estaciones, los valores preponderantes se localizaron en las estacio-nes 2 (laguna del Este), época de lluvias, 2 (la-guna del Vapor), estación 3 (laguna del Este), época de secas con 437 ngg-1, 401.6 ngg-1 y

217

PLAGUICIDAS

107 ngg-1, en V. americana. En relación al meta-bolito endrín aldehído, éste se presentó en las estaciones 3 (laguna del Vapor), 3 (laguna del Este) con valores de 130.6 y 84.73 ngg-1, en la hidrófita V. americana. A través de la suma de estos compuestos, se obtuvieron las siguien-tes relaciones: endrín/ΣENDRÍN=0.82; endrín aldehído/ΣENDRÍN=0.17, lo cual indica la de-gradación de los compuestos y por otro lado revela aplicaciones recientes del endrín al área (Tabla 3).

Se presentó en el 60% de las submuestras de la hidrófita sumergida V. americana, manifes-tando su máxima expresión en la estación 3 en la Laguna del Vapor con 79.11 ngg-1. En cuan-

to al metabolito endosulfán II, su frecuencia de aparición fue del 20% la hidrófita sumergida V. americana, con 38 ngg-1. Posteriormente el me-tabolito sulfato de endosulfán apareció sólo en un 40% en submuestras de esta planta con una concentración moderada de 102.9 ngg-1. En cuanto a las proporciones de la suma del pre-cursor endosulfán y sus metabolitos, se tiene lo siguiente: endosulfán I/ΣENDOSULFÁN=0.32, endosulfán II/ΣENDOSULFÁN=0.12, sulfato de endosulfán/ΣENDOSULFÁN=0.56, se observó una relación mayor con el sulfato lo cual indica que el predecesor endosulfán se aplicó desde hace un tiempo considerable en el área de es-tudio (Tabla 3).

Tabla 3. Concentración de plaguicidas organoclorados (nng-1 peso seco) en pastos del Sistema Palizada del Este (Laguna de Términos, Campeche.

Estaciones

Plaguicidas

Junio Marzo

X D.E. %

(01) Boca Chica

(02) Laguna del Este

(03) Laguna

del Vapor

(03) Fondo Laguna del Este


Typha latifolia Vallisneria americana

αHCH 18.88 24.22 21.89 nd 5.30 23.06 17.99 80

βHCH 7.08 47 12.14 12.27 8.94 17.49 16.64 100

Lindano nd 20 nd 12 19 10.20 9.81 60

Heptacloro nd 63.65 44.73 nd 21 25.88 28.04 60

Epóxido de H. 13.62 16.5 nd 8.94 3.84 8.58 6.79 80

Aldrín nd 95.9 188.6 nd 37.22 64.34 79.77 60

Dieldrín nd 58.7 nd nd nd 11.74 26.25 20

Endrín 45.4 437 401.6 24.38 107 203.08 200.10 100

Endrín ald. nd nd 130.6 nd 84.73 43.07 61.16 40

Endosulfán I nd 16 79.11 nd 11.75 21.37 33.05 60

Endosulfán II nd 38 nd nd nd 7.60 16.99 20

Sulf. Endosul. nd nd 102.9 nd 68.91 64.36 48.56 40

p,p´-DDE 19.32 74 109.8 nd nd 40.62 49.13 60

p,p´-DDD nd 21.9 23.98 nd nd 9.18 12.59 40

p,p´-DDT nd nd 54 nd nd 10.80 24.15 20

ΣPOs 104.30 912.96 1169.35 57.59 367.69

αHCH/ΣHCHs= 0.35; βHCH/ΣHCHs= 0.39; heptacloro/ΣHEPTA=0.75; aldrín/ΣALD=0.84; endrí/ΣEND= 0.82;

sulfato de endosulfán/ΣENDOS= 0.55; p,p´-DDE/ΣDDTs= 0.67; nd<0.01 ngg-1


218

Las altas concentraciones de plaguicidas observadas en submuestras de pastos del Sistema Palizada del Este, se incrementaron en la época de lluvias, destacándose en primer plano la estación 3 de la laguna del Vapor en V. americana, los compuestos que permane-cieron constantes en el periodo de lluvias y se-quía fueron endrín y βHCH; el compuesto me-nos frecuente fue el p,p’-DDT.

Por otra parte como ya se señaló, el Sistema Palizada del Este es la mayor entrada de agua dulce a la Laguna de Términos, Vera-Herrera (1988) y Fuentes Yaco (1990) reportan varia-ciones de salinidad de 0.42-6.38‰, alcanzan-do su valor más alto en el mes de junio. Los autores citados señalan que debido al dominio dulceacuícola, V. americana aporta el 90% de la biomasa. Marchais y Caprais (1985) afirman que hay una significante correlación entre los contaminantes y los parámetros ambientales como alta turbidez, material suspendido y sali-nidades menores de 28‰, esta información se relaciona íntimamente con la presente investi-gación y quizá esto explique el comportamiento de los plaguicidas citados.

Peces

De acuerdo con los estudios de Rojas-Galavíz et al. (1988) de 7,469 individuos de peces cap-turados en el Sistema Palizada, las especies dominantes fueron: Arius melanopus, Anchoa mitchilli, Eugerres plumieri, Bairdiella cry-soura, Bairdiella ronchus, Petenia splendida, Micropogonias furnieri/undulatus, Dorosoma petenense, Diapterus rhombeus, Diapterus auratus, Sphoeroides nephelus, Centropomus paralellus, Sphoeroides testudineus, Dasyatis sabina y Cynoscion nebulosus. El grupo de peces anotados utilizan al Sistema Palizada en varios estadíos de su ciclo de vida; sin embargo a pesar de que observaron que las especies de Cichlasoma spp. son abundantes, las capturas mostraron cantidades insignificantes.

Se analizaron en su mayoría submuestras de músculo del género Cichlasoma spp. y en una sola estación la especie Arius melanopus; se monitorearon 15 plaguicidas, de los cuales el progenitor p,p’-DDT se presentó en el 71% de las muestras, surgiendo su valor más impor-tante en la estación 3 de la laguna del Este

con 2632.6 ngg-1, y en la Laguna del Vapor con 2407.2 ngg-1, ambas en la época de lluvias. El metabolito p,p’-DDE ocurrió con una frecuen-cia de 86%, su máxima concentración se re-gistró en la estación 3 en la laguna del Vapor con 29.26 ngg-1, seguido de la estación 17 en el cauce del Palizada con 16.61 ngg-1 ambas en Cichlasoma spp. El metabolito p,p’-DDD apa-reció en el 57% de las muestras evaluadas, valores similares se encontraron en las esta-ciones 1 (Boca Chica) en A. melanopus con 33.61 ngg-1, 17 (Palizada) en Cichlasoma spp. con 28.8 ngg-1. De la suma del progenitor más sus metabolitos se desprenden las siguientes relaciones: p,p’-DDT/ΣDDTs=0.99, p,p’-DDE/ΣDDTs=0.005, p,p’-DDE/ΣDDTs=0.008, ob-servándose un valor cercano a la unidad en el p,p’-DDT, sugiriendo aplicaciones recientes de este plaguicida (Tabla 4).

Los hexaclorociclohexanos (HCHs) se mani-festaron en un 71% de las muestras analiza-das. Por otro lado el βHCH ocupó el 42% de las muestras detectadas, valores semejantes se registraron en las estaciones 1 (Boca Chica) y 17 (Palizada) con 39.42 y 22.6 ngg-1 respec-tivamente. En contraste, el γHCH apareció con una frecuencia del 57%, y concentraciones en el mismo orden de magnitud se observaron en las estaciones 1 de Boca Chica, 17 de Palizada con 31.22 y 26.18 ngg-1 en el periodo de lluvias. La suma de los isómeros aportaron las siguien-tes proporciones: αHCH/ΣHCHs=0.44, βHCH/ΣHCHs=0.27, γHCH/ΣHCHs=0.29; los cocien-tes generados sugieren una degradación de los compuestos, y el dominio del αHCH indi-ca aportaciones frescas de estos compuestos (Tabla 4).

Con respecto a la familia de los plaguicidas ci-clodiénicos, el heptacloro ocupó el 71% de las muestras, su valor más significativo fue encon-trado en la estación 1 (Boca Chica) con 106.18 ngg-1 durante el periodo de lluvias. El valor más bajo se localizó en la estación 2 de la laguna del Este con 12.38 ngg-1 en la temporada de lluvias. El metabolito epóxido de heptacloro, apareció en el 42% de las estaciones, su va-lor más notable se registró en la estación 17 de Palizada con 309.1 ngg-1 en el lapso de llu-vias. La sumatoria del progenitor más su me-tabolito, ofrecieron las siguientes proporciones: heptacloro/ΣHEPTACLOROS=0.38, epóxido de hepatacloro/ΣHEPTACLOROS=0.62, donde

219

PLAGUICIDAS

se pudo observar que el epóxido de heptacloro rebasa 1.6 veces a su progenitor, lo cual indica que la aplicación del heptacloro no es recien-te (Tabla 4).

En la familia de los ciclodiénicos, el aldrín ocurrió en el 85% de las estaciones del siste-ma Palizada, su máxima concentración se pre-sentó en la estación 10 en el fondo de la lagu-na del Vapor con 560.41 ngg-1 en la temporada de secas, finalmente el valor más bajo registra-do se encontro en la estación 1 (Boca Chica) en la temporada de lluvias con 1.74ngg-1. El metabolito dieldrín se presentó en un 28% de las muestras, concentraciones similares se en-contraron en las estaciones 17 (Palizada) en Cichlasoma spp., 1 (Boca Chica) en A. mela-nopus, con 7.53 y 6.47 ngg-1 respectivamen-te. La sumatoria del precursor aldrín más su metabolito dieldrín proporcionaron las siguien-tes relaciones: aldrin/ΣALDRÍN= 0.98, dieldrin/ΣALDRÍN=0.019, de las cuales se observa que el aldrín está muy cerca de la unidad, sugirien-do que este compuesto ha sido aplicado re-cientemente (Tabla 4).

Aldrín y dieldrín han sido prohibidos en la mayoría de los países desarrollados, pero en otros, el aldrín todavía es usado para eliminar termitas, la exposición aguda causa efectos ad-versos, entre ellos dolor de cabeza, dolor mus-cular, convulsiones, pérdida de conciencia y posiblemente muerte; el dieldrín es 40 a 50 ve-ces más tóxico que el DDT (WFPHA, 2000).

Siguiendo con la familia mencionada, se tie-ne en primer plano al endrín proveniente del isodrín que se presentó en el 57% de las esta-ciones del Sistema Palizada, su valor más nota-ble se localizó en la estación 10 (fondo de lagu-na del Este) en el periodo de secas con 2286.4 ngg-1. En lo que respecta al metabolito endrín aldehído, éste apareció en el 71% de las mues-tras, su valor más notable se detectó en la es-tación 2 (laguna del Este) en Cichlasoma spp., con 253.31 ngg-1, menores concentraciones se observaron en el sitio 1 (Boca Chica) en la épo-ca de lluvias en la especie A. melanopus con 47.26 ngg-1. La suma de los metabolitos endrín más endrín aldehído dieron los siguientes re-sultados: endrín/ΣENDRÍN=0.88, endrín alde-hído/ ΣENDRÍN=0.12, donde se aprecia que el cociente del endrín tiene un valor semejante a

la unidad y esto indica la aplicación reciente del endrín al área de estudio (Tabla 4).

Finalmente en la familia de los ciclodiénicos el endosulfán I se presentó con una frecuencia del 57% en las estaciones del sistema Palizada, su mayor concentración se generó en la estación 3 (laguna del Vapor) con 99 ngg-1 en el periodo de lluvias. En lo que respecta al endosulfán II su frecuencia de ocurrencia fue del 14% cuya única concentración se registró en la estación 17 (Palizada) con 35.8 ngg-1, así mismo el sul-fato de endosulfán registró en la misma esta-ción una concentración de 49.7 ngg-1 ambas en Cichlasoma spp. De la suma del precursor y sus metabolitos se obtuvieron las siguientes re-laciones: endosulfán I/ΣENDOSULFÁN=0.64, endosulfán II/ΣENDOSUFÁN=0.15, sulfato de endosulfán/ΣENDOSULFÁN=0.21; de los co-cientes proporcionados se observó que el en-dosulfán I fue mayor que los otros metabolitos, lo cual sugiere aplicaciones relativamente re-cientes a la zona de estudio (Tabla 4).

De acuerdo con los resultados apuntados con anterioridad, se pudo discernir tres épocas, llu-vias (junio-septiembre), luego un periodo de transición entre “nortes” y principio de secas (febrero) y secas (marzo), sin embargo el nú-mero de estaciones fue mayor para la época de lluvias y menor para las restantes, con base en estas observaciones era de esperarse que las concentraciones de plaguicidas organoclo-rados en el Sistema Palizada fueran superiores al periodo de transición y al de secas, pero al parecer hay una cierta semejanza sobre todo en el mes de septiembre, en el que los com-puestos p,p’-DDT, heptacloro más sus respecti-vos metabolitos e isómeros de HCH, siguieron un comportamiento homogéneo. Por el contra-rio, en la época de transición y secas el proce-so se invierte, aparecen el aldrín, endrín y el endosulfán I en altas concentraciones y, aun-que esporádicas, si sumáramos las aportacio-nes rebasaríamos proporcionalmente en dos órdenes de magnitud a la época de lluvias. La explicación de este comportamiento aparente-mente anómalo se debe a que realmente el sis-tema Palizada no sufre cambios bruscos en la sequía como en otras áreas, ya que siguen per-maneciendo zonas anegadas y el flujo de los ríos aunque reducido sigue ocurriendo.


220

Los organismos acuáticos y en particu-lar los peces, pueden acumular residuos de plaguicidas clorados directamente del agua a través de sus procesos respiratorios y alimenti-cios, por lo que es adecuado seleccionar para evaluaciones ecológicas aquellas especies que estén cerca del tope de la cadena trófica (Moriarty, 1975). En lo que se refiere a las es-pecies de peces analizadas, Cichlasoma spp., son omnívoros bien adaptados al medio, en cuanto a A. melanopus, consumen crustáceos, pequeños peces y demás fauna béntica, Rojas-

Galavíz et al. (1988) reportan que Cichlasoma spp, y A. melanopus son residentes permanen-tes del sistema Palizada, ubicando al primero, como típicamente dulceacuícola y las restantes como estuarinas.

La información que se genera del siste-ma Palizada proviene en su mayoría de Cichlasoma spp. y debido a su permanencia en aguas dulces recibe en forma directa las descargas de los ríos, convirtiéndose así, en invaluable fuente de referencia de los proba-

Tabla 4. Concentración de plaguicidas organoclorados (ngg-1 peso seco) en peces del Sistema Candelaria del Este (Laguna de Términos, Campeche).

Estaciones

Junio Sep. Febrero Marzo

X D.E. %

Plaguicidas (01) Boca Chica


(03) Laguna

del Vapor

(17) Palizada

(01) Boca Chica


(10) F.

Laguna del Vapor

Chichlasoma spp A.

melanopus

Chichlasoma spp

αHCH 75.64 nd 4 9 24.98 2.14 nd 16.54 27.49 71

βHCH 39.42 nd nd 22.6 nd 9.73 nd 10.25 15.41 42

Lindano 31.22 nd 10.64 26.18 8.30 nd nd 10.91 12.97 57

Heptacloro 106.18 12.38 48.7 35.72 33.26 nd nd 33.75 36.99 71

Epóxido

de H.

nd nd nd 309.10 nd 44.07 26.75 54.27 113.71 42

Aldrín 1.74 nd 89 50.26 3.99 10.8 560.41 102.31 204.68 85

Dieldrín nd nd nd 7.53 6.47 nd nd 2.0 3.43 28

Endrín nd nd 85.87 493 319.5 nd 2286.4 3312.11 8369.05 57

Endrín ald. nd 253.31 78.64 nd 47.26 29.32 15.45 60.57 89.44 71

Endosulfán I nd nd 99 19.3 22.38 11.10 nd 21.68 35.77 57

Endosulfán II nd nd nd 35.8 nd nd nd 5.11 13.53 14

Sulf.

Endosul.

nd nd nd 49.7 nd nd nd 7.10 18.78 14

p,p´-DDE nd nd 29.26 16.61 7 nd nd 7.55 11.41 42

p,p´-DDD nd nd 12.08 28.8 33.61 14.45 nd 1271 14.05 57

p,p´-DDT 1131.57 888 2407.2 1450.3 2045.8 2632.6 nd 1507.92 927.9 85

ΣPOs 1385.77 1153.7 2864.48 2553.97 2552.56 2754.21 2889.01

αHCH/ΣHCH= 0.44; epóxido de heptacloro/ΣHEPTA= 0.62; aldrín/ΣALD=0.98; endrín/ΣEND= 0.88;

endosulfán I/ΣENDOS=0.64; p,p´-DDT/ΣDDTs= 0.99; nd<0.01 ngg-1

221

PLAGUICIDAS

bles contaminantes antes de que se distribu-yan a las áreas salobres y posteriormente a las de mayor salinidad. Quizás esto explique los altos valores encontrados del precursor p,p’-DDT, estos datos se ven favorecidos al obser-var mayores concentraciones de compuestos en Cichlasoma spp., que en A. melanopus en el periodo de transición “nortes”/secas. Por otra parte Galassi et al. (1981) aseveran que los ca-racteres físicos y condiciones ambientales de los cuerpos de agua son factores importantes que determinan los niveles de los contaminan-tes en los peces. Picer et al. (1978) reportan que en los ambientes dulceacuícolas el DDT es acumulado más extensivamente que los PCBs, además afirman que en el ambiente marino ocurre lo contrario, las mismas especies acu-mulan más PCBs que DDT. Esto ocurre con los salmones del río Miramichi de Canadá después que han migrado al mar. Sin embargo, los va-lores encontrados ya rebasan en una orden de magnitud, la norma de la FDA de 1 µgg-1 peso seco. Según Gardner et al. (2003) la produc-ción de DDT ha disminuido de 80,000 tonela-das por año en los 60s a 25 toneladas por año en los 90s.

Los HCHs dominaron durante la época de llu-vias, sobresaliendo el αHCH con 75.64 ngg-1, Barrera (1976) reporta que en los procesos co-munes de obtención del βHCH, el isómero ga-mma (lindano) constituye alrededor del 12 al 15% y el resto está constituído por los demás isómeros, de los que α es el predominante (60-70%), además debido a su presión de vapor de 9.4 x 10-6 mm de Hg, se le ha usado en cultivos industriales en conjunción con el DDT el cual tiene una presión de vapor 1.9 x 10-7 mm de Hg. Probablemente esto explique el comportamien-to del αHCH y por otro lado el γHCH es el isó-mero más tóxico del grupo el cual se encontró en una cantidad promedio de 10.91 ngg-1.

El heptacloro dominó en la temporada de llu-vias alcanzando un máximo valor de 106.18 ngg-1, Mearns et al. (1988) reportan que el epóxido de heptacloro ocurre con mayor fre-cuencia que el heptacloro, esto se concluye después de que se analizaron varias mues-tras correspondiente a los años 1960-1970, y tomando en cuenta las normas de la FDA para consumo humano, el epóxido de heptacloro en promedio rebasa en dos órdenes de magnitud la norma de dicha agencia. Del mismo modo,

debido a la presión de vapor 3 x 10-4 mm de Hg, este compuesto aumenta sus posibilidades de permanecer por largo tiempo en el sistema, y no es de extrañarse que su epóxido se en-cuentre en altas concentraciones en el perio-do de secas.

Dentro del espacio de esta investigación se observó que el aldrín se presentó en cantidades significativas sobre todo en los peces, sin em-bargo, Butler y Shutzman (1978) reportan que en 144 muestras de peces estuarinos encon-traron un máximo de 50 ngg-1 peso seco, muy cercano a la norma de la FDA de 60 ngg-1, por otro lado el máximo valor encontrado en esta investigación fue de 560.41 ngg-1 justamente en el periodo de secas, rebasando en varias ór-denes la norma establecida por la FDA. Aunque el aldrín no se reporta en alguna preservación de cultivos agrícolas, se sigue aplicando junto con el DDT en las campañas de la SSA contra la malaria y otros vectores causantes de epide-mias similares, Brown (1978) afirma que el al-drín tiene acción neurotóxica y ataca el sistema nervioso central de los insectos, probablemen-te por la formación compleja de transferencia/carga dentro de las membranas presinápticas. En relación a los datos discutidos, el dieldrín se presentó en concentraciones mínimas, muy por debajo de la norma de la FDA. A pesar de que el endrín ocurrió en el 57% de las muestras analizadas, se encontraron valores de 2286.4 ngg-1 ocurrido en la temporada de secas en la estación 10 (fondo laguna del Vapor), ya que según Ali et al. (1987) el endrín está considera-do ser el más tóxico de todos los organoclora-dos comerciales.

Por otro lado el endosulfán al parecer es el compuesto que más se aplica en los cultivos de los lugares estudiados, ya que su presen-cia es común en las muestras analizadas, en el sistema Palizada, los compuestos endosul-fán I y II se presentaron en forma muy seme-jante, en concentraciones graduales oscilando entre 11.1 y 99 ngg-1 rebasando ligeramente la norma de la FDA. Andrade et al. (1975) afir-man que desde hace algunos años el arroz se ha cultivado intensamente en las regiones de Jonuta, Tabasco y Palizada, Campeche. Vera-Herrera et al. (1978) reportan que el río Palizada es la principal fuente de sedimentos terrígenos al Sistema, además de que el río Palizada inicia su curso 7 km aguas arriba de


222

la población de Jonuta, Tabasco, transcurrien-do por terrenos aluviales pantanosos. Según Barrera (1976) los metabolitos del endosulfán son muy persistentes en las plantas, pero no se almacenan en las grasas, debido a ello, su uso está ampliamente generalizado y lo más impor-tante es que sustituye a compuestos más tóxi-cos como el endrín.

Los resultados obtenidos durante esta investi-gación revelan el riesgo ambiental existente en ambientes costeros sometidos a la influencia de las actividades agropecuarias imperantes en la región, ya que la normatividad mexicana señala que está prohibido el uso de compues-tos clorados como el Aldrín y sus derivados, y restringida la aplicación de DDT y lindano (γHCH) ya que solamente es competencia del sector gubernamental utilizarlos para cam-

pañas sanitarias en el control del paludismo (CICOPLAFEST, 1998). Por otro lado, dentro de la legislación ambiental de nuestro país, las normas oficiales mexicanas vigentes (NOM-027-SSA1-1993) relacionadas con la presencia de residuos de plaguicidas en productos pes-queros destinados al consumo humano, esta-blecen que tales organismos no deben conte-ner este tipo de compuestos ni aquellos que estén contemplados en el catálogo oficial de plaguicidas; de esta forma queda patente el impacto ambiental derivado de la presencia y los niveles de los plaguicidas organoclorados y otros xenobióticos sobre las especies tanto comestibles como ecológicamente importantes de la zona costera del Golfo de México con el peligro latente para la salud humana expuesta a estas sustancias tóxicas.

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Ambient Air Levels of Organochlorine Pesticides in Air in Southern Mexico

Henry Alegria1, Fiona Wong2, Terry Bidleman3, Miguel Salvador Figueroa4, Gerardo Gold-Bouchot5,

Stefan Waliszewski6, Victor Ceja Moreno5, Raul Infanzon6

1California Lutheran University, 2 Meteorological Service of Canada, 3 Centre for Atmospheric Research Experiments, 4Facultad de Ciencias

Quimicas, Universidad Autónoma de Chiapas, 5 CINVESTAV-Merida, 6Institute of Forensic Medicine, University of Veracruz

Resumen

México tiene una larga historia de uso de plaguicidas organoclorados para la agricultura y la salud pública, y muchos de aquellos compuestos que ya no son usados fueron prohibidos muy recientemente. Estudios anteriores han detectado la presencia de los plaguicidas organoclorados en agua, sedimentos y organismos en México. En este estudio se colectaron muestras de aire quincenalmente en cuatro localidades: Tapachula, Chiapas (en 2000-2001 y 2002-2003), una granja de café en Chiapas, a una altura de 1300 m (en 2002-2003), un sitio rural en Tabasco y un sitio urbano en Veracruz (2003-2004). Los DDTs fueron los compuestos más abundantes en cada sitio, con concentraciones muy altas comparadas con las encontradas en la mayoría de los sitios estudiados en los Estados Unidos y Canadá. Esto se debe posiblemente a las grandes cantidades de DDT que se usaron en esta región, tanto en la agricultura como en las campañas antipalúdicas. Las con-centraciones de DDT en aire fueron mayores en Chiapas y Veracruz que en Tabasco, lo que concuerda con las cantidades usadas en cada estado. Las proporciones p,p’-DDT:p,p’-DDE sugieren fuentes más recientes en Chiapas y Tabasco que en Veracruz. Las concentraciones de Toxafeno y Endosulfán fueron también generalmente altas en Tapachula. Los clordanos parecen haber disminuido un orden de magnitud entre los años 2000-2001 y 2002-2003. El análisis de las trayectorias del aire sugiere un transporte atmosférico de los plaguicidas organoclorados a escala regional. Consecuentemente, el transporte y depositación atmosféricos pueden ser parcialmente responsables de la detección de los plaguicidas en áreas costeras. Este mecanismo de transporte puede también contribuir a la contaminación de los alimentos y por tanto a la exposición de los seres humanos a los plaguicidas. Esta es la primera investigación sobre plaguicidas en aire en México, y en el futuro se tendrá una mejor cobertura espacial y tendencias temporales de concentraciones de plaguicidas en aire. El próximo trabajo también incluirá plaguicidas usados actualmente, análisis de suelos y análisis más detallado de compuestos "marcadores" para ayudar a elucidar las rutas de transporte atmosférico.

Alegria, H., F. Wong, T. Bidleman, M. Salvador Figueroa, G. Gold-Bouchot, S. Waliszewski, V. Ceja

Moreno, y R. Infanzon, 2005. Ambient air levels of organochlorine Pesticides in air in southern Mexi-

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12


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AbstRAct

Mexico has a history of usage of OC pesticides for agricultural and public health purposes, and many of those that are no longer used were banned quite recently. Previous studies have detected OC pesticides in water, sediment and organisms in Mexico. In this study, ambient air samples were collected on a biweekly basis at four locations: Tapachula, Chiapas (in 2000-2001 and 2002-2003), a coffee farm in Chiapas located at an ele-vation of 1300 m (in 2002-2003), a rural site in Tabasco and an urban site in Veracruz (2003-2004). DDTs were the most abundant compounds found at each site, and concentrations were greatly elevated over those repor-ted at most locations in the United States and Canada. This is probably due to the large quantities of DDTs used in the region for both agricultural and public health purposes. Air concentrations of DDTs were higher in Chiapas and Veracruz than in Tabasco, corresponding to the quantities used in each state. The proportions of p,p’-DDT:p,p’-DDE suggested fresher sources of DDTs in Chiapas and Tabasco than in Veracruz. Levels of toxaphene and endosulfans were also generally high in Tapachula. Chlordanes in Tapachula appear to have dropped by an order of magnitude between the 2000-2001 and 2002-2003 campaigns. Air parcel back trajectory analysis suggests atmospheric transport of OC pesticides on a regional scale. Consequently, atmo-spheric transport and deposition may be partly responsible for the detection of OC pesticides in coastal areas. This transport mechanism may also contribute to contamination of food sources and thus human exposure to pesticides. This is the first investigation of airborne pesticides in Mexico, and additional work will be carried out in the future to obtain better spatial coverage and temporal trends in air concentrations. Future work will also include current-use pesticides, soil analysis and more detailed investigation of “marker” compounds to help elucidate atmospheric transport pathways.

IntRoductIon

Mexico began using organochlorine (OC) pes-ticides intensively in the 1940s in order to sat-isfy agricultural needs (Gonzalez-Farias, 2004). Due to the dramatic increase in demand for these pesticides from the agriculture and public health sectors, in 1959 Mexico began produc-ing them to supplement the large quantities still being imported (Gonzalez-Farias, 2004). Ex-act quantities of OC pesticides used in Mexico are difficult to ascertain, but they have been substantial. For example, a recent report es-timated that between 1969 and 1979, approxi-mately 9,000 tonnes of this class of pesticides was used each year, of which over 85 percent was produced locally (Gonzalez-Farias, 2004 and references therein). The most widely used OC pesticides were DDTs (3,900 tonnes per year), toxaphene (2,000 tonnes per year), hexachlorobenzene (1,600 tonnes per year) and endrin (300 tonnes per year) (Gonzalez-Farias, 2004 and references therein). Lopez-Carrillo et al. (1996) reported that consumption of DDT in Mexico for both agriculture and public health applications fluctuated, peaking at 8,000 – 9,000 tonnes per year in 1971 - 1972, declin-ing steadily until the mid-1980s, followed by an increase to the early 1990s (Table 1). Diaz-Bar-riga et al. (2003) reported similar trends: annual

usage of over 4,000 tonnes in the late 1950s – early 1960s followed by periods of decrease and increase until usage (mostly for vector disease control) declined into the mid- to late 1990s (Table 1). Under the North American Re-gional Action Plan (NARAP), Mexico agreed to phase out DDT by 2002, but reported complete phase-out in 2000. The use of DDT for public health declined from 1,400 tonnes in 1993 to less than 300 tonnes in 1999 (NACEC, 2004). (www.cec.org/programs_projects/pollutants_health/smoc/smoc-rap.cfm?varlan=english).

Chlordanes were used extensively in agricul-ture in Mexico for many years. In 1997, Mexico restricted the use of chlordanes to urban appli-cations as a termiticide. Under the NARAP for chlordanes, Mexico ended its use in 2003 (Moody, 2003). Toxaphene was legally used in the region until the 1990s (Carvalho et al., 2003; Castillo et al., 1997). Cumulative usage in Mexico has been estimated at 71,000 tonnes (Li and Macdonald, 2004).

As with quantities used, it is also difficult to determine exact usage patterns by regions or states in Mexico. The scarcity of information re-garding this issue has been pointed out by pre-

227

PLAGUICIDAS

Table 1. Estimated quantities of DDTs used in Mexico.

Lopez-Carrillo et al. (1996) Diaz-Barriga et al. (2003

1971 - 1972 8,000-9,000 tonnes 1950s-early 1960s >4,000 tonnes

1974 - 1981 3,000-4,000 tonnes 1962 >1,000 tonnes

1982 - 1984 500-1,000 tonnes 1964 - 1967 2,000 tonnes

1985 - 1991 1,500-2,000 tonnes 1968 1,500 tonnes

1971 >3,000 tonnes

1983 - 1987 <500 tonnes

1990 - 1992 1,300 tonnes

mid late 1990s <500 tonnes

vious reports (Gonzalez-Farias, 2004). Despite this, researchers have been able to use crop production data to identify five main regions in which pesticides have historically been applied in large quantities: Baja California, Sonora-Sinaloa, Jalisco-Michoacan, Oaxaca-Chiapas, and Tamaulipas-Veracruz (Gonzales-Farias, 2004). In addition, DDTs were used exten-sively in vector-disease control programmes. Sixty percent of Mexico is susceptible to ma-larial transmission. Consequently, large quan-tities of DDTs were used in public health cam-paigns over large areas of the country.

Gonzalez-Farias (2004) also highlighted the paucity of information regarding the impact of pesticides in coastal areas, pointing out that

there were only 20 published reports with such information up to the early 2000s. Since then, a few other reports have appeared (e.g. Hernandez-Romero et al., 2004). However, even the few reports published have indicated the presence of OC pesticides in coastal envi-ronments, providing evidence of their persisten-ce. These studies have detailed levels of OC pesticides in water, sediment and/or organis-ms. Among the OC pesticides detected most frequently were the DDTs, lindane, heptachlor epoxide, hexachlorobenzene, aldrin, dieldrin, endrin and endosulfans (Gonzalez-Farias, 2004 and references therein; Hernandez-Romero et al., 2004; Diaz-Barriga et al., 2003 and referen-ces therein; Waliszewski et al., 1998).

AtmospheRIc tRAnspoRt And deposItIon of oc pestIcIdes

Many OC pesticides are known to persist in the environment long after their application and have also been shown to be capable of undergoing long-range atmospheric transport (Wania and Mackay, 1996). Persistent orga-nic pollutants (POPs) may be transported over long distances in single episodic events as well as via a series of short steps in a process called the “grasshopper effect” (Gouin et al., 2004; Wania and Mackay, 1996).

A field of investigation that has not been pre-viously explored in Mexico is the determination of OC pesticide concentrations in air and their atmospheric transport and deposition on a re-gional scale. Considering the ongoing or very

recent use of OC pesticides in the country, it is quite probable that they are undergoing at-mospheric transport within the country. Diaz-Barriga et al. (2003) recently pointed out the need for a monitoring programme for DDTs in air, especially since atmospheric transport may be a significant route to human exposure.

In this report we detail the results of sampling campaigns carried out in southern Mexico to measure ambient air concentrations of OC pes-ticides. In addition to concentrations, air parcel back trajectories were examined to determine sources and possible transport pathways of the OC pesticides detected.

* *

* *

**

Belize City 0 m~75,000 pop1995-1996

Belmopan 90 m~5,000 pop1995-1996

Veracruz, 1 M pop, 2003-2004

Tabasco, rural , 2003-2004

Chiapas farm~1,300 m2002-2003

Tapachula,Chiapassuburban, 93 m2000-2001 & 2002-2003

Mexico

Guatemala

El Salvador

Honduras

Belize

Figure 1. Sampling locations in southern Mexico.


228

sAmplInG collectIon And pRepARAtIon

Several sampling campaigns were carried out to determine the ambient air concentrations of OC pesticides in Chiapas, Veracruz and Tabas-co, Mexico. In Chiapas, air samples were co-llected on a biweekly basis during two periods: from August 2000 to June 2001 in Tapachula (Alegria et al., 2005); and from October 2002 to August 2003 in Tapachula and at a coffee farm at an elevation of 1200-1300 m. In Tabasco and Veracruz, air samples were collected on a biweekly basis from September 2003 to August 2004.

Figure 1 shows the locations and dates of sampling. Tapachula is a city of approxima-tely 250,000 inhabitants located in a highly agricultural part of the state and has an ave-rage elevation of 93 m. Samples were collec-ted from the roof of a private residence loca-ted about 5 km from the city centre. The coffee farm in Chiapas was located at an elevation of 1200 – 1300 m and approximately 40 km from Tapachula. The farm grows coffee organica-lly and has not used pesticides for well over two decades. Samples were collected from the roof of one of the farm buildings. Samples in Tabasco were collected from a pole located at a fish farm in a rural part of the state. Samples

in the port city of Veracruz (population approxi-mately 1 million). were collected from the roof of a private residence.

Sampling was carried out for 24 h every 14 days. Samples were collected with a high-vo-lume sampler in which ~500 m3 air was drawn through a 10-cm diameter glass fibre filter fo-llowed by a polyurethane foam (PUF) trap con-sisting of one or two 8.0 cm diameter x 7.5 cm thick plugs. Filters and PUFs were stored in a freezer until analysed.

Filters and PUF plugs were soxhlet-extrac-ted together overnight (16 h) with petroleum ether. Prior to extraction, PUF plugs were forti-fied with a mixture containing 20 ng each of α-HCH-d6,

13C10-heptachlor exo-epoxide (HEPX), 13C10-trans-nonachlor (TN) and 13C12-dieldrin, and 100 ng of p,p’-DDT-d8 which served as su-rrogates for assessing method recoveries for each sample. Extracts were concentrated by rotary evaporation, blown down with a gentle stream of nitrogen and exchanged into isoocta-ne. Extracts were cleaned up and fractionated on a column of neutral Al2O3 (1 g, 6% deacti-vation with deionized water) overlain with 1 cm anhydrous Na2SO4. The column was pre-elu-

229

PLAGUICIDAS

ted with 10 mL dichloromethane followed by 10 mL petroleum ether. Extracts were applied in ~ 1mL isooctane and the column was elu-ted with 15 mL 5% dichloromethane/petroleum

ether. The eluate was concentrated by nitro-gen blow down and solvent-exchanged into iso-octane. Volumes were adjusted to ~ 1mL and 13C10-PCB105 was added as an internal stan-dard just prior to analysis.

AnAlysIs

OC pesticides (except toxaphene) were quanti-fied by gas chromatography – electron capture negative ion mass spectrometry (GC-ECNI-MS) on an Agilent 6890GC-5973 MS detector with a DB-5 capillary column (J&W, 60m x 0.25 mm i.d., 0.25 μm film thickness). Total toxa-phene was quantified on a Hewlett – Packard 5890 GC – 5989B MS Engine, using the same

type of column, as the sum of the 7-Cl, 8-Cl, and 9-Cl homologues. The detectors in both instruments were operated in the selective ion monitoring mode to enhance sensitivity. Speci-fic details for the monitored ions and operating conditions can be found elsewhere (Alegria et

al., 2000; Jantunen et al., 2000). Calibration standards were routinely run with each batch of samples.

QuAlIty contRol

Recovery experiments were carried out two ways. As pointed out above, surrogates were added to PUF plugs prior to extraction. Avera-ge recoveries of these surrogates ranged from 84% to 105%. Clean PUF plugs were spiked with a mixture containing the target pesticides and treated as samples. Average recoveries agreed with the above results, being greater than 80% for all pesticides. .

Front and back PUF plugs were analysed se-parately to assess breakthrough of gas-phase OC pesticides. Breakthrough was significant only for α-HCH. Breakthrough, expressed as 100 x PUF2/PUF1, averaged 52% for α-HCH, 15% for γ-HCH (lindane), and less than 2-5% for the other pesticides. Results for these pes-

ticides are reported as the sum of both PUF traps in cases where two PUFs were used. Concentrations of α-HCH are not reported due to possible incomplete collection.

Field and laboratory blanks were run. No peaks matching the target compounds were found on blank PUFs, so limits of detection (LOD) for each pesticide were calculated by fin-ding the lowest detectable concentration of the pesticide injected on the analytical instrument (instrumental detection limit, IDL) and calcula-ting the limit of detection as: LOD = (average IDL) + (3 x standard deviation). LODs ranged from 0.06 pg μL-1 (trans-chlordane) to 7 pg μL-1 (p,p’-DDT). These LODs correspond to 0.1 - 14 pg m-3 for a nominal air volume of 500 m3 and a final extract volume of 1000 μl. The quantita-

tion limit for total toxaphene (24 pg m-3) was based on the lowest concentration of technical toxa-phene standard employed (12 pg μl-1).

Results And dIscussIons

Concentrations

and Air Trajectory Analysis

Table 2 summarizes the results from the diffe-rent sampling locations and periods for selec-ted OC pesticides. Alegria et al. (2005) present further discussion of the 2000-2001 campaign

in Tapachula. Levels of ΣDDTs (p,p’-DDT + o,p’-DDT + p,p’-DDE + o,p’-DDE + p,p’-DDD + o,p’-DDD) were in the order: Chiapas mountain site > Veracruz > Tapachula > Tabasco. DDT was used much more extensively in Chiapas and Veracruz for agriculture (in fact, Chiapas was the last state allowed to legally use DDT in agriculture) than in Tabasco, so it is tempting to attribute the concentrations seen air to simple recycling from soils (Mora, 1997; Gonzalez-Fa-rias, 2004; Diaz-Barriga et al., 2003). However,

0.00

10.00

20.00

30.00

40.00

50.00

60.00

70.00

80.00

Tap (00 -01) Tap (02 -03) Tap , Mtn (02 -03) Veracruz Tabasco

o,p '-DDE

p,p '-DDE

o,p '-DDD

p,p '-DDD

o,p '-DDT

p,p '-DDT

0.00

10.00

20.00

30.00

40.00

50.00

60.00

70.00

80.00

Tap (00 -01) Tap (02 -03) Tap , Mtn (02 -03) Veracruz Tabasco

o,p '-DDE

p,p '-DDE

o,p '-DDD

p,p '-DDD

o,p '-DDT

p,p '-DDT

Figure 2. Proportions of DDTs in ambient air of Southern Mexico (%).


230

Table 2. Mean concentration of OC pesticides in ambient air Southern Mexico.

Tapachula 2000-01

n=18

Tapachula 2003-04

n=14

High-Alf farm 2002-03

n=19

Veracruz City 2003-04

n=20

Rural Site 2003-04

n=13

ΣDDT 997±358 523±190 2310±785 1200±490 238±246

γHCH 76±25 39±19 11±7 49±26 38±28

ΣChlordanes 190±195 14±17 7.9±6.5 12±4 7.3±1.9

Dieldrin 15±11 3.0±1.2 11±7 2.6±2.0 0.6±1.5

ΣEndosulfans 367±296a 309±326 225±155 98±71 93±59

Toxaphene 505±126 155±103 65±38 NAb NA

aEndo-I only

bNA= not available

an analysis of the proportions of ΣDDT compo-nents indicates that at least some of the DDTs measured in air are likely due to continued usage in the region. As shown in figure 2, the percentages of “new” DDT (as indicated by p,p’-DDT concentrations compared to ΣDDTs) were in the order Chiapas mountain site ~ Tabasco > Tapachula > Veracruz. Thus, ambient air in the mountain site in Chiapas contained not only the highest concentrations of DDTs, but the “freshest, with p,p’-DDT accounting for >70% of ΣDDTs.” On the other hand, levels of DDTs in Veracruz were second highest, but the relative-ly low proportion of p,p’-DDT (37%) suggests the most weathered source. While the levels of DDTs were lowest in Tabasco, the DDT pro-file resembles the Chiapas mountain site (63% p,p’-DDT) which suggests a fresh source.

In an effort to determine the potential sour-ces of DDTs measured in air in the different sampling stations, air parcel back trajectories were calculated (at several altitudes) using the U.S. National Atmospheric and Oceanic Administration (NOAA) Hysplit4 model (avai-lable online at www.arl.noaa.gov.ready/open/hysplit4.html. There did not appear to be a clear difference in DDT levels or patterns depending on the air pathway. However, Tabasco was impacted more than Veracruz by air that had passed over Central America. The mountain site in Chiapas was also impacted significant-ly by air that had passed over Central America and, as in Tabasco, the DDT signature sug-gests a fresh source. It is possible that conti-nued usage in neighbouring countries may ex-plain the “fresher” signatures in Tabasco and the Chiapas mountain site. On the other hand,

231

PLAGUICIDAS

the high levels of DDTs in Veracruz may be a result of recycling from local soils, especially considering the large quantities used in the sta-te for agriculture and in the city for public heal-th purposes. Waliszewski et al. (1998, 2001) have shown a decline in p,p’-DDT over time in human adipose tissue from samples taken in Veracruz, supporting the hypothesis of expo-sure to weathered sources over time. The re-sults of air parcel back trajectories cannot dis-card the possibility of continued local usage of DDTs in areas with a “fresher” DDT signature and high concentrations. During the sampling periods in Chiapas, for example, we obtained anecdotal evidence from local farmers of conti-nued DDT uses in agriculture.

Concentrations of lindane (γ-HCH ) were uni-formly higher than α-HCH, probably due to the more extensive and recent use of the former in the region. Levels of lindane were similar at all the sampling stations except the mountain site in Chiapas, which showed lower levels.

Total endosulfans (ΣENDO = endosulfans I and II, and endosulfan sulphate) were higher in Chiapas (both sites) than in Tabasco and Veracruz. Endosulfan is still being used in agri-culture, which probably explains the higher le-vels in Chiapas and even in rural Tabasco com-pared to the urban site in Veracruz.

Total chlordane compounds (ΣCHLOR =hep-tachlor + trans-chlordane + cis-chlordane + trans-nonachlor) were slightly higher at the ur-ban sites (Tapachula and Veracruz) compared to the rural sites (Tabasco and mountain site in Chiapas). Interestingly, levels in the same site in Tapachula were much higher during 2000 – 2001 than in 2002 – 2003. Whether this reflects decreased usage in Mexico of chlordanes for termiticidal purposes is unclear.

Generally, the air survey results correspond to pesticide residues found in water, sedimen-ts and organisms in the region. In Chiapas, the most prevalent OC pesticides detected in coa-stal sediments were the DDTs, chlordanes, en-dosulfans, dieldrin and aldrin (Gonzalez-Farias, 2004; Rueda et al., 1997) and in coastal lago-ons DDTs (Hernandez-Romero et al., 2004). In Veracruz, the most prevalent OC pestici-des were DDTs, endosulfans, dieldrin and al-drin in sediments and DDTs, chlordanes, en-

dosulfans, aldrin and lindane in organisms (Gonzalez-Farias, 2004). In Tabasco, results in sediment and organisms were similar to those of Veracruz (Gonzalez-Farias, 2004 and refe-rences therein). The above surveys report the presence of aldrin and dieldrin. Dieldrin was found in the air at low levels at all sites, but al-drin was below detection. However, both aldrin and dieldrin were major OC pesticides found in air samples collected in Belmopan, Belize du-ring 1995-96 (Alegria et al., 2000), and dieldrin was also high in Belmopan in 2000-01 (Shen et al., 2005).

Significance and Implications

Coastal areas such as the Gulf of Mexico re-present very important economic and ecologi-cal regions. The presence of pesticides thus constitutes a serious problem. Although few, the studies that have been published do indica-te that coastal areas of Mexico have been im-pacted by pesticides, including OC pesticides. The prevailing hypothesis is that OC pesticides in coastal areas (water, sediment and organis-ms) are the result of surface runoff from nearby agricultural lands and local use in public heal-th campaigns. To our knowledge, there is no published study on atmospheric transport and deposition on a regional scale and its possible role in transporting OC pesticides to coastal areas of Mexico.

The results from this study are the first to show the presence of OC pesticides in the am-bient air of southern Mexico, including the Gulf of Mexico region. Therefore, there is the dis-tinct possibility that some of the pesticides de-tected in coastal areas were atmospherically transported and deposited. When one consi-ders the higher temperatures in tropical regions (conducive to volatilisation of pesticides) and the high precipitation rates (which lead to effi-cient wet deposition of pesticides) this transport mechanism must be taken into account when examining sources of pesticides in the coastal region and further out into the Gulf.

Previous studies have indicated the presence of DDTs in shrimp (Albert, 1996), bovine milk and butter (Waliszewski et al., 2003), bovine fat (Waliszewski et al., 2004a) and other foods from


232

Table 3. Comparison of selected OC pesticide levels in Southern Mexico with other North American sites (pg m-3).

Chiapas TAP

2000-01

Chiapas TAP

2002-03

Chiapas High-Alt

Farm 2002-03

Veracruz

2003-04

Tabasco

2003-04

Canadian Arctic

1993-97a

Great Lakes

1995-2003b

Southern USA

1996-2003c

p,p´-DDT +

p,p´-DDE

808 437 2021 975 202 0.5 3.3-32 3.6-670

γ-HCH 76 39 11 49 38 8.6 21-62 30-135

ΣChlordanes 190 14 7.9 12 7.3 2.0 4.7-41 59-400

Dieldrin 15 3 11 2.6 0.6 1.1 1.9-24 19-38

Toxaphene 505 186 65 NAd NA 5.0 3-70 81-1400

Endosulfan-I 367 266 180 83 78 4.2 13-220e 10-130e

aHung et al. (2002); Macdonald et al. (2000). bShen et al., 2004, 2005; Buehler et al., 2002, 2004; James et al., 2001;

Hoh & Hites, 2004, Jantunen & Bidleman, 2003. cJantunen et al., 2000; Shen et al., 2004, 2005; Hoh & Hites, 2004;

James & Hites, 2002; Park et al., 2001; Offenberg et al., 2004; Coupe et al., 2000; Bidleman et al., 1998. dNA = not available e ΣENDOs.

Mexico. This suggests that consumption of contaminated foods is likely an exposure route for people in Mexico. Considering the preva-lence of pesticides in ambient air (especially DDTs), atmospheric transport and deposition to waters, land and vegetation (Waliszewski et al., 2004b) may explain the presence of some OC pesticides in foods.

Diaz-Barriga et al. (2003) pointed out in a re-cent report that although there has been a re-duction in the use of DDT for public health pur-poses in recent years, concentrations in human breast milk did not decrease at a study site bet-ween 1994 and 1997. Although some OC pes-ticides (e.g. DDTs) may no longer be used in given areas, regional atmospheric transport and “recycling” of residues from soil reservoirs into the atmosphere may provide an exposu-re route (indirectly via foods, for example) that maintains concentrations or slows down the declines that one would expect.

Another consideration is that the southern Mexico region may represent a source region for some OC pesticides to continental North America. Levels of DDTs, toxaphene and en-dosulfans were high enough to support this hypothesis. Table 3 compares the levels of selected OC pesticides measured in this stu-dy with those in the Great Lakes, Canadian

Arctic and southern United States. DDTs, and especially p,p’-DDT, were elevated in southern Mexico in comparison to most sites in the United States and Canada. Comparably high levels of p,p’-DDE have been reported in some agri-cultural regions of the southern United States. Toxaphene was elevated in Tapachula compa-red to the Great Lakes and the Canadian Arctic, although the levels were similar to those in the southern United States. Toxaphene and p,p’-DDE have been reported to volatilize from agri-cultural soils in the latter region (Bidleman and Leone, 2004a,b). Endosulfan levels in Tapachula and at the high altitude farm, were compared to other North American regions where the pestici-de is used (Burgoyne and Hites, 1993; Hoh and Hites, 2004, Wallace and Hites, 1996). Air con-centrations in Veracruz and Tabasco were lo-wer than in Chiapas, but within the range repor-ted for the Great Lakes and comparable to the southern United States. Lindane (γ-HCH) levels in southern Mexico were generally comparable to other North American sites. Air concentra-tions of chlordane in Tapachula during 2000-01 were comparable to those in the southern United States, while levels in Tapachula and the other Mexican sites during 2002-04 werelower and more typical of the Great Lakes region.

It is important to realize, however, that the pro-cesses may be more complex than simple one-

233

PLAGUICIDAS

way (northward) movement of pesticides from Mexico. Some of the air parcel back trajec-tories indicated that, on occasions, southern Mexico receives air from the southern United

States, an area where certain OC pesticides (e.g. DDTs, chlordanes, toxaphene) were used in large quantities in the past and relatively high levels are still found in the air today.

AcknowledGements

We thank the students at the Universidad Au-tonoma de Chiapas and CINVESTAV – Meri-da for help in sample collection. We gratefully acknowledge the NOAA Air Resources Labo-ratory (ARL) for the provision of the HYSPLIT transport and dispersion model and/or READY website (//www.arl.noaa.gov/ready.html) used

in this publication. This work was supported in part by the U.S. Environmental Protection Agency (Great Lakes National Program Offi-ce, Melissa Hulting, Program Manager, Grant GL975592) and the North American Commis-sion for Environmental Cooperation.

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DDT y Derivados en Huevos de la Tortuga de Carey Eretmochelys imbricata (Linnaeus,

1766), en las Costas del Estado de Campeche

Magally M. Morales Rodríguez, Víctor M. Cobos-Gasca

Facultad de Medicina Veterinaria y Zootecnia, UADY

Morales Rodríguez, M.M., y V. M. Cobos-Gasca, 2005. DDT y derivados en huevos de la tortuga de

Carey Eretmochelys imbricata (Linnaeus, 1766), en las costas del estado de Campeche, México, p.

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de Campeche, Univ. Nal. Autón. de México, Instituto Nacional de Ecología. 696 p.

Resumen

En el presente trabajo se utilizó como centinela a la tortuga marina Eretmochelys imbricata, especie omnívora que arriba a las playas del estado de Campeche cada año a depositar sus huevos, para evaluar la variación temporal de la concentración de DDT y DDE entre los años 1999 y 2000. Únicamente se encontraron diferen-cias significativas en el caso del primer plaguicida, siendo menor la concentración para el año 2000 (p<0.05). Las concentraciones de DDT y DDE encontradas aparentemente no afectan el éxito reproductivo, ya que no hubo relación alguna entre estas y el número de huevos eclosionados, así como también entre el número de crías con malformaciones y las concentraciones observadas.

AbstRAct

Because its omnivorous diet and annual migration to beaches of Campeche, the marine turtle Eretmochelys imbricate was used as a sentinel organism to monitor the temporal variability of the concentrations of DDT and DDE between 1999-2000. Significant differences were obtained only in the case of DDT with lower concentra-tions in 2000 (p< 0.05). The concentrations of both pesticides apparently do not affect the reproductive success of the turtles, because there is not any relationship between these and the number of eclosions, as well as with the number of emerging individuals

13


238

IntRoduccIón

El DDT o dicloro-difenil-tricloroetano es un pla-guicida organoclorado, sintetizado por Zeidler en 1874, cuyas propiedades insecticidas fue-ron descubiertas por Müller hasta 1939 (Cre-mlyn, 1986). Este compuesto es muy estable y sus característica lo hacen persistente en el ambiente, facilitando su dispersión, bioacumu-lación y biomagnificación a través de las redes tróficas. Debido a esto último, se han encontra-do concentraciones muy altas en gran número de organismos vivos, incluyendo al hombre, so-bre todo en tejido adiposo y en leche materna (Albert, 1990; Albert et al., 1996).

En México, el DDT se ha utilizado para el con-trol del vector del paludismo. Algunos estados como Campeche, presentan ciertas caracterís-ticas que los hacen propicios para el desarrollo del mosquito transmisor de dicha enfermedad, razón por la cual se han aplicado cantidades considerables de DDT cada año.

Estudios realizados en aves, peces, reptiles y mamíferos marinos han determinado que los organoclorados afectan el desarrollo del embrión (Smith y Cole, 1973; Bishop et al., 1991; Roylance et al., 1985; citado en Rybitski, 1995), en aves ictiófagas se ha observado que las concentraciones de organoclorados están relacionados con un incremento de la morta-lidad en embriones y malformaciones congéni-tas (Kubiak et al.,1989; Gilbertson et al.,1991). Por lo que es importante evaluar la presencia de estos compuestos en los organismos.

La tortuga de carey (Eretmochelys imbricata) es una especie que actualmente se encuentra protegida. Presenta una dieta omnívora por lo que puede ingerir DDT a través del alimento y acumularlo en su organismo. Durante el proce-so de formación del huevo, esta sustancia pue-de ser transferida por la madre hacia el. Debido a esto, el huevo puede ser utilizado como un indicador de la contaminación ambiental y en las poblaciones de tortugas. Según Blus (1982) y King (1989) la presencia de altas concentra-ciones de residuos de DDT en el huevo es indi-cativo de contaminación reciente, en tanto que mayores concentraciones de DDE indican una contaminación no reciente, efectuada de mane-ra indirecta. Con base en lo expuesto con ante-

rioridad, el objetivo del presente trabajo fue de-terminar la variación temporal de DDT y DDE en huevos de tortuga de carey de los campa-mentos tortugueros de la costa del estado de Campeche así como establecer si existe rela-ción entre la concentración de estas sustancias y la proporción de huevos eclosionados.

Uso del DDT y sus Efectos

en los Seres Vivos

En México se empezó a utilizar el DDT en la década de los 50s tanto en campañas de salud como en el control de plagas agrícolas. Durante el periodo 1957-1999 se aplicaron solo en campañas de salud 69,545.4 toneladas de DDT, además de lo aplicado en las 500,000 has de algodón cultivadas anualmente durante el periodo de mayor producción, el cual coincide con el uso intensivo del este plaguicida.

El uso del DDT en la agricultura fue prohibido en 1991, sin embargo, en las campañas de sa-lud contra el paludismo este podía ser emplea-do, aunque su aplicación ya no era intensiva, ya que en 1989 se elaboró el Plan de Acciones Intensivas Simultáneas (PAÍS) cuya estrategia era eliminar simultáneamente al plasmodio en los humanos y al mosco anófeles, toman-do en cuenta la biología del vector y los focos de persistencia. Además, se empezaron utili-zar otros plaguicidas como carbamatos y or-ganoforados, de tal forma que la aplicación del DDT se realizaba únicamente cuando se pre-sentaba un caso de paludismo en la localidad (ISAT, 2000).

A través de la Comisión para la Cooperación Ambiental de América del Norte, México, Canadá y Estados Unidos llegaron a un acuer-do para mantener bajo control a la malaria sin el uso del DDT, gracias al esfuerzo conjunto, en el año 2000 se prohíbe el uso de este plaguici-da en las campañas de salud contra el paludis-mo (CEC, 2000). Sin embargo, hasta diciembre del mismo año, México aún contaba con 86 700 kg de DDT almacenados en 21 bodegas, por lo que se desarrolló un programa de manejo de residuos (ISAT, 2000).

239

PLAGUICIDAS

Benítez y Bárcenas (1996) reportan que en 1992 se programó la aplicación de 100 tonela-das de ingredientes activos para el control de vectores de enfermedades humanas, en los es-tados del Golfo de México con mayor inciden-cia de paludismo, cuyo plaguicida más utiliza-do para este fin fue el DDT, representando un 99% del volumen total. Los mayores volúme-nes de los ingredientes activos se aplican en los estados de Veracruz, Tabasco y Campeche correspondiendo al 50%, 25% y 25%, respec-tivamente.

Se ha observado que la exposición crónica al DDT y sus metabolitos afecta el éxito reproduc-tivo de las aves; interfiere en el metabolismo del calcio, causando la ruptura prematura de los huevos y la muerte de los polluelos (Arias et al., 1990; Robert et al., 1999). En aves que se alimentan de peces marinos se ha obser-vado que las concentraciones de organoclora-dos están relacionados con un incremento de la mortalidad en embriones y malformaciones congénitas (Kubiak et al.,1989; Gilbertson et al.,1991). Estudios realizados en peces, repti-les y mamíferos marinos demuestran que los organoclorados afectan el desarrollo del em-brión (Smith y Cole, 1973; Bishop et al., 1991; Roylance et al., 1985; Martineau et al., 1987, ci-tado en Rybitski, 1995).

Otros efectos del DDT a largo plazo son la carcinogenicidad, mutagenicidad y la teratoge-nicidad. Estudios realizados en ratones de la-boratorio han demostrado un incremento en la presencia de tumores en hígado de individuos expuestos a dosis elevadas de estas sustan-cias (Arias et al., 1990).

Generalidades de la Tortuga

de Carey (E. imbricata)

La tortuga carey Eretmochelys imbricata (Linnaeus 1766) se distribuye en los mares tropicales y subtropicales del Océano Atlántico, Pacífico e Índico. Es la más costera de todas las especies y vive en aguas cristalinas, con abundante fauna bentónica, arrecifes coralinos y mantos de algas o pastos marinos. Es omní-vora, se alimenta especialmente de esponjas las cuales equivalen al 98% de la ingesta, lo demás varía entre celenterados, tunicados,

crustáceos, moluscos y algas (Bjorndal, 1997; Carr, 1978), condición que la hace susceptible a adquirir los contaminantes presentes en el ambiente donde se alimenta.

La tortuga E. imbricata se reproduce cada dos o tres años, pero, el ciclo puede ser modificado por las condiciones ambientales. Puede deso-var hasta cinco veces en la misma temporada, ovopositando en promedio 143 huevos por des-ove. La anidación se da cuando la tortuga hem-bra emerge y recorre la playa hasta localizar un sitio seco, donde construye el nido, ovoposita y retorna al mar (Marquez, 1996; CCC, 1996b). Estudios en hembras reproductoras en Buck Island (Islas Vírgenes de los Estados Unidos de América) indican que entre los episodios de anidación, estas tortugas fijan residencia tem-poralmente en ciertas zonas de aguas poco profundas, a 3 km como máximo de sus res-pectivas playas de anidación, este comporta-miento nos permite evaluar la contaminación presente en estas zonas, ya que se presume que los contaminantes encontrados en los hue-vos, provienen de la ingesta de alimento en el momento de la formación de estos. Cuando la hembra termina de anidar, abandona la zona adyacente a las playas de anidación para re-gresar a su zona de residencia habitual fuera del periodo reproductivo (Starbird et al., 1999).

Según Kuchling (1999) el huevo de tortuga esta compuesto en un 68.8 % de agua, entre 23.5 % y 33.8% de lípidos neutros (no polares). Muchos de los compuestos organoclorados como el DDT son lipofílicos, y se pueden alma-cenar en lípidos neutros como los triglicéridos (Rybitski et al., 1995). Es probable que cuando se transporten los nutrientes de la ingesta ha-cia el huevo para formar el vitelo, los contami-nantes también sean transportados. Por lo tan-to, es importante saber dónde se alimentan las tortugas cuando ocurre la vitelogénesis, este proceso en E. imbricata ocurre en las playas del estado de Campeche cuando las hembras llegan a dichas playas para aparearse y anidar, aproximadamente para el mes de febrero (V. Guzmán, com. pers.).

México posee una de las poblaciones más importantes de tortuga carey en el Caribe (Márquez, 2001; Márquez, 1996). Ante el gra-ve deterioro de las poblaciones de tortuga ma-rina, se decretó su protección a partir del 30 de


240

mayo de 1990, fecha en que entró en vigor la veda total y permanente de esta especie bajo la Norma Oficial Mexicana (NOM- 059- ECOL/94) en la que se considera como especie ame-nazada.

A la península de Yucatán arriban cinco espe-cies de tortuga marina, de las cuales tres ani-dan en Campeche; la tortuga carey, la blanca y la lora. Los sitios de anidación cubren casi toda la costa litoral del estado de Campeche, inclu-yendo algunas playas del interior de la laguna de Términos y algunos islotes de la sonda de Campeche, los cuales suman en total 150 km (Corbalá-Bermejo, 2001).

En el estado de Campeche se han registra-do más del 52% del total de las anidaciones de tortuga de carey que se realizan en la penínsu-la de Yucatán. Las actividades de conservación desarrolladas en este estado durante 24 años, demuestran que es el aportador más impor-tante de nidos de tortuga carey en la penínsu-la de Yucatán, pues el número de anidaciones ha aumentado de manera importante, ya que de menos de 1,000 anidaciones que ocurrieron en 1977, aumentó a más de 2,000 anidaciones en el 2001, y con picos mayores de 3,000 ani-daciones en los años 1999 y 2000 (Guzmán- Hernández, 2001).

DDT en el Ambiente y en Huevos

de Tortuga

Diversos estudios se han realizado para detec-tar la presencia de residuos de DDT y deriva-dos en sedimentos marinos y en organismos acuáticos. Díaz-González y Rueda-Quintana (1996) determinaron la presencia p, p´-DDT y derivados en muestras de sedimento y os-tión Crassostrea virginica) de las lagunas del Carmen, Machona y Alvarado en el estado de Tabasco, detectando residuos de estas sustan-cias en ambas muestras y encontrando en el ostión concentraciones subletales que podrían afectar negativamente a la pesquería de este molusco.

La determinación de plaguicidas en sedimen-tos de la sonda de Campeche durante la épo-ca de lluvia y de estiaje comprendida entre los años 1999 y 2000, ha sido determinada por

Domínguez-Maldonado (2003). Dichos estu-dios revelan la presencia de residuos de DDT´s a una concentración mediana de 1.30+0.68 du-rante la época de lluvias, siendo esta menor en la época de estiaje aunque presenta esta últi-ma una tendencia en la concentración de estas sustancias que va de la costa hacia mar aden-tro. Sin embargo, estas concentraciones son relativamente bajas comparadas con las detec-tadas por Gold et al. (1993) en sedimentos del río Palizada.

Por otra parte, Bishop et al. (1996) determi-no la variación geográfica y temporal en la con-centración de organoclorados, en huevos de tortuga común mordedora (Chelydra serpenti-na serpentina) y de gaviota plateada (Larus ar-gentatus), colectados en los mismos sitios de la cuenca del Gran Lago en Ontario, Canadá du-rante diferentes años, encontrando diferencias significativas en la concentración entre sitios y entre años de compuestos tales como DDE, hexaclorobenzeno, dieldrín y mirex. Además, los patrones de variación temporal de los con-taminantes en ambas especies fueron diferen-tes, esto puede ser explicado por diferencias en la dieta de ambas especies.

Estudios realizados en tortugas del Mar Mediterráneo y del Océano Atlántico por Mckenzie et al. (1999), encontraron que la con-centración de los organoclorados varía según el tejido, presentando un disminución en la con-centración de residuos de acuerdo al siguien-te patrón: tejido adiposo subcutáneo> hígado> huevos> crías> músculo> riñón. Aunque el te-jido adiposo es preferible, el hígado y el hue-vo son recomendados como bioindicadores. Rybitski et al. (1995) determinó en tortugas del Atlántico el mismo patrón y una relación con el tipo de lípido presente en cada tejido analiza-do, siendo mayor la concentración en tejidos con abundantes grasas neutras como los tri-glicéridos.

Clark y Krynitsky (1985) por su parte, incuba-ron artificialmente huevos de tortuga cahuama (Caretta caretta) para evaluar si los residuos de DDE variaban durante la incubación. Los resultados obtenidos determinaron una media de 0.099 ppm de residuos de DDE en el huevo, la cual fue considerada como no dañina para la salud de esta especie, y encontraron que la concentración de esta sustancia no disminuyó

241

PLAGUICIDAS

durante el tiempo de incubación, por lo que su-girieron que el plaguicida no se metabolizó o la concentración de su derivado era muy pequeña para ser detectada.

La determinación de residuos de DDT y de-rivados en huevos de tortuga en la costa del estado de Campeche, ha sido realizada por Alejo-Molina (2001), en muestras colecta-das en los campamentos tortugueros de: Isla Arena, Isla del Carmen, San Lorenzo, Chenkán y Chacahito, ubicados en la costa del estado de Campeche. Dicho estudio no detectó con-centración alguna de residuos en muestras del campamento de San Lorenzo, esto debi-do a la nula actividad agrícola observada en el área, así como a la ausencia de ríos que dre-nen hacia la costa de ese lugar. De los otros campamentos muestreados, el de Chacahito fue el que presentó la concentración más alta (0.02014 μg/g) de DDE en uno de los huevos

y para el DDT fue en el campamento Isla del Carmen (0.0056 μg/g). También determinó que existía variación geográfica en la concentración de DDE, entre los campamento Chacahito y Chenkán.

Estudios realizados en cuanto a la relación del tamaño y peso del cuerpo de la tortuga, el número de huevos y el peso de la nidada con la concentración de plaguicidas organoclorados y bifenilos policlorados en los huevos de la tor-tuga común mordedora (Chelydra serpentina serpentina), Bishop et al. (1994) no encontra-ron relación alguna, por lo que sugirió que la variación de la concentración de los compues-tos por nidada esta relacionada con las prefe-rencias alimenticias y sitios de forrajeo, pues es muy probable que vía de entrada de los plaguicidas sea de la ingesta realizada durante la formación del huevo.

áReA de estudIo

El estado de Campeche se encuentra situado en el sureste de la República Mexicana, for-mando parte de la península de Yucatán, cuya localización es al norte 20°51’, al sur 17°49’ de latitud norte; al este 89°09’, al oeste 92°28’ de longitud oeste (Fig. 1). Los campamentos donde se realizaron los muestreos se localizan entre las coordenadas 18° 60’ y 20° 65’ latitud norte, y los 90° 40’ y 91° 80’ longitud oeste (Guzmán- Hernández, 2001).

El clima predominante en el estado de Campeche, es cálido subhúmedo con lluvias en verano con diferentes subtipos, de acuer-do con la cantidad de lluvias que presenten; la precipitación pluvial anual varía entre los 1000 mm a 1500 mm, las temperaturas fluctúan en-tre 26° C la mínima y 29°C la máxima (Flores y Espejel, 1994).

Los diferentes tipos de vegetación que exis-ten en la entidad se establecen siguiendo una determinada transición que va de mayor hume-dad en el sur y suroeste del estado a menor precipitación en el norte. En consecuencia, ha-cia la parte sur aparece la selva alta subperen-nifolia, hacia el centro-norte las precipitaciones disminuyen y se desarrolla la selva mediana subperennifolia, al norte del estado las lluvias disminuyen aún más y la época seca es más marcada y larga, ahí prospera la selva baja caducifolia; también podemos encontrar sel-va inundable, sabana hacia el sur, manglares a lo largo del litoral y petenes al norte (Flores y Espejel, 1994).

mAteRIAles y métodos

Las muestras se obtuvieron de 7 campamentos tortugueros ubicados en las costa del estado de Campeche durante el mes de julio del año 2000 (Fig. 1), con la autorización del Instituto de Ecología bajo el oficio No. DOO.02.5449 El muestreo se llevó a cabo durante la temporada

de anidación de E. imbricata que comprende los meses de abril a septiembre. Para la toma de muestras en cada campamento se seleccio-naron al azar tres nidos, en cada uno se colec-taron al azar dos huevos que no eclosionaron, obteniéndose 6 huevos por cada campamento,

45

1

2

3

67

Golfo de México

Campeche

Tabasco

Campeche

Champotón

Yucatán

Quintana Roo

Cd.del Carmen

N

S

EO

CampamentosTortugueros

1.- Isla Arena2.- Ensenada3.- Punta Xen4.- Chencán5.- Sabancuy6.- Isla Aguada7.- Isla del Carmen

Figura 1. Localización de los campamentos tortugueros donde se realizaron las colectas,

Campeche, México.


242

siendo 42 huevos la colecta total para la reali-zación de este estudio. Aunque para las espe-cies de reptiles, el analizar un huevo por nidada es suficiente en estudios de determinación de plaguicidas organoclorados (Rusell et al., 1979), se analizaron dos huevos por nido para contar con una réplica.

Los huevos colectados se colocaron en bol-sas de plástico, se etiquetaron y se coloca-ron en neveras para evitar su descomposición y fueron trasladarlas al laboratorio de Biología Experimental de la Facultad de Medicina Veterinaria y Zootecnia, para su posterior aná-lisis. Los datos del número de crías con malfor-maciones y el número de huevos eclosionados por nido, fueron proporcionados por los investi-gadores de la SEMARNAT responsables de los campamentos tortugueros.

Los plaguicidas se extrajeron de la yema de huevo y se analizaron mediante la técnica pro-puesta por Skaare (1991), utilizando columnas de Octadecyl C18 de 5 ml activadas previamen-te con 5 ml de acetato de etilo y 5 ml de alcohol metílico, usando hexano como eluyente. Una vez obtenido el filtrado se procedió a concen-trar la muestra en un rotavapor Büchi R-114 con baño B- 480, con un matraz pirex 24/40, hasta sequedad. A continuación se redisolvió con 1 ml de hexano y el extracto se colocó en un vial color ámbar de 2 ml con tapa de teflón. Las muestras se analizaron en un cromatógra-fo de gases Perkin- Elmer equipado con un monitor PE Nelson modelo 1022 y un detector de captura de electrones de Ni 63. Las condi-ciones del cromatógrafo fueron las siguientes: temperatura del horno 2400 C, temperatura del inyector 2500 C, temperatura del detector 3000 C, presión de la columna 8 psi, fase estaciona-ria AT-502.2 y como gas acarreador nitrógeno. Los estándares empleados fueron para el DDT, o, p´- DDT Supelco PS- 698; para el DDE, DDE 72- 559 Polyscience Corporation. Ambos fue-ron pesados en una balanza Sartorius AG- 54. , La concentración del plaguicida se determinó mediante la relación de las áreas obtenidas en las muestras con la del estándar.

En el análisis estadístico de los datos, los su-puestos de normalidad y homogeneidad de va-rianzas para las distribuciones de las variables concentración de DDT y DDE, fueron probados mediante la prueba de Kolmogorov- Smirnov y la prueba de Levene, respectivamente. Como la distribución de la concentración de DDT no cumplió con los supuestos, se aplicaron prue-bas no paramétricas.

Para relacionar la concentración de DDT con la proporción de huevos eclosionados se apli-có el coeficiente de correlación de Spearman, el cual es empleado cuando se tiene una po-blación con dos variables de interés, y estas no poseen una distribución normal (Zar, 1999). En el caso del DDE, se calculó el coeficiente de correlación de Pearson. En el cálculo de la proporción de huevos eclosionados se elimi-naron los huevos no viables. En ambas prue-bas se consideraron solo los datos obtenidos de los campamentos Chencan, Isla Aguada, Sabancuy e Isla del Carmen, pues solo de ellos se tenia la información correspondiente para poder hacer el análisis.

DDT24%

DDE14%

DDT y DDE38%

Ninguna24%

Figura 2. Porcentaje de la presencia de los plaguicidas registrados en cada huevo analizado

por nido para los 7 campamentos de la costa del estado de Campeche donde se realizaron

los muestreos.

0

0.2

0.4

0.6

0.8

1

1.2

0 1 2 3 4 5 6

Concentración de DDT mcg/g

Pro

po

rció

nd

eh

uev

os

eclo

sio

nad

os

Figura 3. Dispersión de la concentración de DDT encontrada en los huevos analizados para la prue-

ba de Spearman, (mcg/g= μg/g).

243

PLAGUICIDAS

El análisis previo de la variación geográfica de la concentración de DDT por medio de la prue-ba Kruskal-Wallis resultó no significativa, por lo que se aplicó la prueba U de Mann-Whitney para probar diferencias significativas en las concentraciones de DDT entre los años 1999 y 2000. Dicha prueba se basa en los rangos de dos muestras independientes y es el análogo no paramétrico de la prueba t para comparar dos tratamientos, excepto que la normalidad e igualdad de varianzas pueden ser violadas se-riamente (Zar, 1999; Zolman, 1993).

Para determinar la variación temporal de la concentración de DDE se empleó un análisis de varianza en un diseño anidado, el cual es recomendado cuando se tienen dos o más fac-tores y los niveles de uno son similares pero

no idénticos para diferentes niveles del otro factor (Zar, 1999). Con este análisis, se elimi-na el efecto de la variación entre campamen-tos al anidar este factor en el factor año. Los datos empleados para determinar la variación temporal de ambos plaguicidas pertenecen a los campamentos isla Aguada, Chencan y Sabancuy, ya que solo estos valores se tenían en común para ambos años. Los niveles co-rrespondientes al año 1999 fueron tomados de Alejo-Molina (2001).

El valor de alfa empleado para la toma de de-cisiones en cada una de las pruebas aplicadas fue de 0.05. El paquete estadístico utilizado en el análisis de los datos fue el STATISTICA para Windows, versión 4.3.

ResultAdos

Los resultados obtenidos revelan que de 21 nidos analizados en el 23.81% de ellos no se detectó residuos de DDT y DDE y el 76.09% restante, presentaba residuos de uno de los dos compuestos o ambos contaminantes (Fig. 2). Cabe destacar que solo en el campamen-to de Isla Arena se detecto residuos de DDT (0.408 µg/gr p.f.), en solo uno de los huevos.

De la lectura de las muestras se observó que los campamentos con mayor concentración de DDT fueron Punta Xen, seguido por Ensenada Xpicop. Con respecto al DDE, las concentracio-nes más altas se encontraron en los campa-mentos de ensenada Xpicop e isla Aguada.

La prueba de Spearman no detectó una re-lación lineal entre la concentración de DDT y la proporción de huevos eclosionados (rs= 0.1745, p>0.05) (Fig. 3). A su vez, la correla-ción de Pearson determinó que no existe rela-ción lineal entre la concentración del DDE y la proporción de huevos eclosionados (r= 0.2407, p> 0.05) .

Con respecto a la variación de las concen-traciones de DDT entre los años 1999 y 2000, estas resultaron diferentes (U= 867, p<0.05), siendo menor la concentración para el último año (Tabla 1). Lo anterior no se observo para el caso del DDE ya que el análisis estadístico


244

aplicado dio como resultado que las concentra-ciones medias anuales entre los años que se compararon, no presentaban diferencias signi-

ficativas entre años al igual que entre los cam-pamentos (Tabla 2).

dIscusIón

Tabla 1. Concentraciones medias de DDT y DDE presentes en huevo de tortuga de cada uno de los campamentos utilizados en la determinación de la variación temporal de estos plaguicidas.

Los datos que correspondientes al año 1999 fueron tomados de Alejo Molina (2000).

Campamento Concentración Media de DDE del

año 1999 (μg/g p. f.)

Concentración Media de DDE del

año 2000 (μg/g p. f.)

Concentración Media de DDT del

año 1999 (μg/g p. f.)

Concentración Media de DDT del

año 2000 (μg/g p. f.)

Isla Aguada 2.2078 2.9586 0.5880 0.4732

Chencan 0.8847 1.4491 3.9947 0.4819

Isla del Carmen 2.9358 1.4162 5.6173 0.4733

Concentración media total 2.0094 1.9413 3.4 0.4761

Tabla 2. Comparación de la concentración de DDE encontrada en huevos de tortuga entre los años 1999 y 2000 de tres campamentos tortugueros del estado de Campeche.

Factor GL Factor

CM Factor

GL Error

CM Error

F P

Año 1 0.000060 85 0.010158 0.005912 0.938890

Campamento 4 0.007881 85 0.010158 0.775832 0.543940

Si consideramos que la vía de entrada de los compuestos organoclorados a las tortugas marinas es a través de su dieta y durante esta (a través de los procesos reproductivos, como la vitelogénesis) a los huevos, la cantidad de contaminantes que podrían acumular va a de-pender de la especie de tortuga, su hábitat y la localización geográfica de la misma (Mckenzie et al., 1999; Bishop et al., 1994; Bishop et al., 1996). La presencia de residuos de DDT y DDE en el huevo de tortuga puede ser explicada con base en el proceso de biomagnificación ya que estos compuestos están pasando del sedimento a la cadena trófica, pues se han encontrado residuos de DDTs en sedimentos de la sonda de Campeche, en el Área de Ex-clusión Petrolera ubicada frente a la laguna de Términos en el mismo año de estudio (Do-mínguez-Maldonado, 2003), Sin embargo, no se encontró variación geográfica significativa de estos compuestos entre los campamentos analizados, esto probablemente se deba a que

los sitios de forrajeo de las tortuga presentan una distribución homogénea de estos contami-nantes. Esto concuerda en parte con lo obser-vado por Domínguez-Maldonado (2003) en la distribución espacial de DDTs en sedimentos de la Sonda de Campeche, para el cual no presenta un gradiente definido de concentra-ciones en muestras tomada en noviembre de 1999, sin embargo observo una tendencia en la temporada de secas de abril de 2002 que va de la costa hacia mar, presentándose las mayores concentraciones cercanas a la costa.

Dado que la contaminación presente en la costa de Campeche es de origen antropogéni-ca, siendo uno de los aportes de plaguicidas al medio marino los sistemas de ríos que drenan al Golfo de México, la variación en la presencia de DDT y DDE por nido (Fig. 2), sería indicati-vo de que en algunos lugares muy específicos cercanos a la costa o al cauce de los ríos, se sigue utilizando DDT mientras que en otros su

245

PLAGUICIDAS

uso se ha eliminado pues parte de este com-puesto se ha transformado o se ha degradado completamente en el ambiente. Por otra parte, alteraciones en los aportes de agua provenien-te de los ríos, debido a cambios en los niveles de precipitación pluvial de la región, podrían modificar la concentración de estos compues-tos en el sedimento marino.

Las muestras que no registraron niveles de-tectables de DDT, podrían deberse a la existen-cia de niveles muy bajos de este compuesto en los sitios de forrajeo durante la temporada de anidación de la tortuga (Podreka et al., 1988). La ausencia de residuos de DDT y DDE en las muestras del campamento de Isla Arena po-dría deberse a que no hay aportes importantes de agua que drenen estas sustancias hacia la costa, ni existen grandes poblaciones costeras que requieran la aplicación de este plaguicida en el control del mosquito transmisor del pa-ludismo, además la actividad agrícola en esta área es casi nula. Similares resultados obtuvo Alejo-Molina (2001) en el campamento de San Lorenzo el cual se encuentra ubicado cerca del campamento de isla Arena y presenta las mis-mas características de dicho campamento.

Los campamentos donde se observó que una mayor concentración de DDT (Punta Xen y Ensenada Xpicop), están cerca de la des-embocadura del río Champotón, el cual podría estar vertiendo al mar DDT aplicado en los po-blados cercanos a dicho río. Con respecto al DDE, las concentraciones más altas detecta-das en los campamentos de ensenada Xpicop e isla Aguada, se localizan cerca de ciudades muy perturbadas como Champotón y Ciudad del Carmen y cerca de sistemas de rios como el San Pedro-San Pablo, Grijalva-Usumacinta, laguna de Términos y el río Champotón, lo cual ocasiona que el uso de estas sustancias en es-tas ciudades y en la región esté siendo vertida al mar ocasionando altos niveles de plaguicidas en la costa y por ende en las tortugas.

No se presentó una correlación significativa entre la concentración de los plaguicidas y la proporción de huevos eclosionados. Sin em-bargo, en el caso del DDE se pudo observar una tendencia a la disminución de la propor-ción de huevos eclosionados por efecto de este contaminante, lo que sugiere que si la concen-tración de éste aumentara con el tiempo podría

afectar dicha proporción. Esto seria poco pro-bable pues Bishop et al. (1994) demostró que mientras mas grande es la tortuga menor es la concentración de oraganoclorados en el huevo, por otra parte, la prohibición del uso del DDT en México desde el año 2000 (CEC, 2000), per-mitirá un descenso en los niveles de estas sus-tancias o la estabilidad de la concentración a largo plazo tal y como ha sido observada en la tortuga común mordedora (Bishop et al.,1996).

La ausencia de crías con malformaciones o huevos detenidos en alguna fase embrionaria apoya la premisa que las concentraciones en-contradas son pequeñas como para causar al-gún efecto negativo. Además, el hecho de no haber encontrado efectos negativos, podría deberse a que las tortugas marinas no son tan sensibles a la acción del DDT y DDE, ya que las concentraciones de DDE reportadas en este trabajo son similares a las registradas por autores los cuales no encontraron efectos adversos en la reproducción (Podreka et al., 1988). Otro mecanismo de acción puede pre-sentarse al momento de la eclosión, cuando la cría movilice esta sustancia lipídica que necesi-ta para sobrevivir mientras encuentra alimento (Mckenzie et al., 1999).

Se piensa que las especies cuya determina-ción del sexo depende de la temperatura am-biental puede verse afectadas por disruptores endocrinos, tales como el DDE. Sin embargo, la evidencia es contrastante, pues hay estu-dios que apoyan esta premisa (Kelce et al., 1996) mientras que en otros no se encontraron efectos adversos (Portelli et al., 1999; Podreka et al., 1998) Las concentraciones DDE regis-tradas en este trabajo concuerdan con las de Portelli et al. (1999) y Clark y Krynitsky (1985). Aunque en este trabajo no se realizó una eva-luación explícita de este efecto, podemos supo-ner que esta sustancia no afectara el proceso de desarrollo de las tortugas debido a su baja concentración.

En cuanto a la variación temporal, se en-contraron diferencias significativas entre las concentraciones anuales de DDT, siendo esta variación consistente con la obtenida en otros estudios (Ormerod y Tyler, 1994), aunque no se observaron diferencias significativas en la concentración de DDT´s para los mismos años en el sedimento marino de un área fuertemen-


246

te influenciada por los aportes de los ríos en la Sonda de Campeche. Sin embargo la me-dia de las concentraciones de DDT´s para esta zona es ligeramente menor para el año 2000 (Domínguez-Maldonado, 2003), esto apoya el supuesto de que el aporte de residuos de DDT y DDE en el huevo de las tortugas proviene del alimento que ingieren estas durante la época de anidación, el cual a su vez es tomado del sedimento por las algas bentónicas.

La concentración de DDE no mostró alguna variación temporal significativa, debido a que este compuesto es mas estable que el DDT, y un año es un tiempo muy corto para observar una disminución significativa, que generalmen-

te se aprecia en estudios de monitoreo más largos (Bishop et al. 1996). Sin embargo, se observa que la concentración media de DDE disminuyó para el año 2000.

Se observa que la concentración de DDT y DDE en huevos de tortuga varía a lo largo de la costa. Dicha concentración va desde la Laguna de Términos, presenta un pico en el campa-mento ubicado en Ensenada Xpicop y disminu-ye hacia Isla Arena, por lo que es de esperar-se que la distribución de la contaminación por DDT´s en el sedimento marino de la costa del estado de Campeche siga este mismo patrón, presentando la costa del norte del estado, con-centraciones muy bajas o nulas.

conclusIones y RecomendAcIones

En conclusión podemos decir que las concen-traciones de DDT y DDE reportadas en este trabajo no afectaron la proporción de huevos eclosionados de E. Imbricata. Presentan además, diferencias significativas en algunos campamentos tortugueros, esto al parecer re-lacionado a que tan cerca esta el campamento de una población importante y de la existencia de ríos.

La concentración de DDT determinada en los campamentos tortugueros de Chenkan, isla Aguada e isla del Carmen entre los años 1999 y 2000, es menor estadísticamente para este último. Sin embargo, la concentración de DDE observada entre los mismos campamen-tos para los mismos años, no presentó diferen-cias significativas.

La concentración de DDT y DDE en el huevo de tortuga va a depender de que esta sustancia esté presente en las áreas donde forrajea.

Se recomienda hacer un estudio de residuos de compuesto organoclorados en huevos de tortuga, en un mayor número de nidos, abar-cando todos los campamentos tortugueros que se ubican a lo largo de la costa del estado de Campeche, a la vez realizar la determinación de estos compuestos en sedimentos a lo lar-go de la costa y de ser posible en organismos, colectados en estos mismos sitios, que sirvan de alimento a las tortugas. Todo esto con el fin de tener un conocimiento más amplio acerca de este problema y de relacionar la contami-nación presente en el sedimento marino con la presencia de estas sustancias en el huevo de tortuga.

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Plaguicidas Orgánicos Persistentes (POPs) en Sedimentos de la Costa Sur

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Jaime Rendón-von Osten1, Martín Memije Canepa1 y Nery A. Ek Moo2

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Resumen

Los plaguicidas organoclorados son compuestos orgánicos persistentes que han sido prohibidos o restringido su uso debido a su toxicidad a largo plazo, persistencia, bioacumulación y que pueden ser transportados largas distancias. México se comprometió a reducir paulatinamente, el uso de compuestos persistentes, has-ta lograr su eventual eliminación en el 2006. En este sentido se tomaron muestras de sedimento en el área localizada en el suroeste del Golfo de México extiéndose a lo largo de la costa, desde la desembocadura del río Grijalva y el río Usumacinta hasta la desembocadura del río Chumpán dentro de la laguna de Términos. Se identificaron y cuantificaron en los sedimentos 9 tipos de plaguicidas organoclorados siendo estos: α-HCH, γ-HCH, aldrín, epóxido de heptacloro (E.H.), o,p´-DDD, o,p´-DDE, o,p´-DDT, p,p´-DDT y metoxicloro. Las concentraciones más altas las presentó el o,p´-DDE, seguido del o,p´-DDD. Por su parte, el p,p´-DDT estuvo presente en 8 de 19 estaciones. Se encontró una correlación entre el carbono orgánico y la concentración Σ–DDT en sedimentos de la zona de estudio (r = 0.525; p < 0.05). De acuerdo a las concentraciones deter-minadas en la laguna de Términos durante el año 2000 y comparadas con los resultados de este estudio, se puede concluir que las concentraciones de compuestos organoclorados se han incrementado en 2 y hasta en 100 veces más.

AbstRAct

The organochlorinated pesticides (POPs) are organic compounds that due to their toxicity, persistence and bioaccumulation have been prohibited or restricted in most countries. Mexico as part of NAFTA, was commited to eliminate their use and production in 2006. In this work are presented the results of analysis for POPs in 19 samples of sediments from the southeast Gulf of Mexico ( Grijalva up to Usumacinta rivers and Chumpan river in Terminos Lagoon). Nine different POPs (HCH and its metabolites, aldrin , heptachlor epoxide, DDT and its metabolites and metoxichlor) were identified and analyzed. DDE was the compound with the highest concentrations followed by the DDD. The compound DDT was present in 8 sampling sites, showing a positive relationship with the content of organic carbon (r=0.525; p < 0.05). In accordance with previous reports from Terminos Lagoon in 2000, the DDT concentrations have been increased up to two orders of magnitude.

14


250

IntRoduccIón

Los plaguicidas organoclorados (POCs) son compuestos que se emplearon extensamente en el mundo para combatir y controlar diversos tipos de plagas, principalmente, insectos tales como los mosquitos transmisores de enfer-medades como la malaria o dengue. A nivel mundial, se reportan de 300 a 500 millones de casos de malaria cada año, ocasionando un mi-llón de muertes. En México, casi el 60% del te-rritorio es susceptible a la malaria o dengue, el cual es habitado por 45 millones de personas, por lo que el uso del DDT ha sido muy intenso en estas áreas y representa un riesgo potencial a la salud humana (López-Carrillo et al., 1996). Hay otros compuestos organoclorados que son ingredientes activos de varios productos que aún se emplean en casas y jardines, y algunos utilizados para controlar plagas ambientales, de materiales de construcción y agrícolas (Rei-gart y Roberts, 1999).

Las principales características de los POCs es que son compuestos tóxicos, persistentes, bioacumulables y pueden viajar a grandes dis-tancias, ya que generalmente son semivoláti-les y, por lo tanto, las corrientes de aire pueden arrastrarlos, depositarlos en el suelo y volver a volatilizarse, para ser llevados de nuevo y repe-tir el ciclo. Asimismo, pueden ser arrastrados por corrientes de agua dulce y marina y de este modo, pueden afectar poblaciones alejadas del lugar donde se emitieron (EPA, 2002).

Cuando los plaguicidas son aplicados, el se-dimento es un compartimiento ambiental que funciona como depósito de diversos compues-tos que son arrastrados por la escorrentía que drena al cuerpo de agua al cual pertenece la cuenca, por lo que se ha determinado la pre-sencia de residuos de compuestos organoclo-rados en sitios cercanos a la escorrentía pro-veniente de zonas de cultivos (Carvalho et al., 2002). Se ha reportado que la escorrentía del drenaje de campos agrícolas puede, en ocasio-nes, causar mortalidad de peces y camarones. Asimismo, los sedimentos constituyen un gran deposito de plaguicidas, principalmente, de or-ganoclorados (Carvalho et al., 2002).

Debido a lo anterior, estos compuestos han sido prohibidos en diversos países, como es el

caso del DDT, que es uno de los 12 productos químicos incluidos en un acuerdo internacio-nal para minimizar y eliminar los contaminan-tes orgánicos persistentes, adoptado por 127 gobiernos en el año 2001. La Agencia para la Protección del Medio Ambiente de los Estados Unidos (EPA) ha suspendido drásticamente la disponibilidad de un buen número de insectici-das organoclorados, en especial el DDT, aldrín, dieldrin, heptacloro, mirex y clordano (EPA, 2002).

Canadá y Estados Unidos prohibieron el DDT en los años 1970s, pero seguía siendo utilizado para controlar la malaria en México. En 1997, Canadá, Estados Unidos y México acordaron un Plan de Acción Regional de América del Norte sobre el DDT, como una forma de coope-rar y compartir experiencias en la eliminación de esta sustancia (CEC, 1997).

En México se ha detectado la presencia de plaguicidas organoclorados en diversos subs-tratos, desde ecosistemas terrestres hasta cos-teros, en los cuales se han encontrado muy di-versas concentraciones (Albert, 1996).

En el Golfo de México se han llevado a cabo diversos estudios acerca de la presencia de contaminantes orgánicos persistentes princi-palmente para las costas de Estados Unidos, así, Maruya et al. (1997) realizaron un estu-dio en 281 estaciones ubicadas en el Golfo de México en el periodo de 1993–1994, en el cual se reportó que en 11 estaciones resultaron po-sitivos ante la presencia de PCBs excediendo en una concentración de 4 ng/g y solo 4 del total de las muestras (1.4% aproximadamente) presentaron organoclorados con una concen-tración de 20 ng/g. De 1986 a 1987, se realiza-ron estudios en las lagunas costeras del Golfo de México en donde se recolectaron muestras durante un año, se tuvo como resultado que el DDT se encontró en la mayoría de las estacio-nes y la mayor fracción de dicho compuesto es-taba en forma de DDD (Sericano et al., 1990).

En el caso de las costas mexicanas del Golfo de Mexico los estudios se han enfocado princi-palmente en lagunas costeras pero muy poco sobre áreas marinas. Se han determinado con-

251

PLAGUICIDAS

centraciones altas de compuestos organoclo-rados como heptacloro, aldrin, dieldrin y p,p’-DDT en sedimentos del sur del Golfo de México (Botello et al., 1992). Por otra parte, en la la-guna de Mecoacan, Tabasco el rango de con-centraciones de plaguicidas organoclorados en sedimentos fue de 6 a 370 µg/kg (Armenta y Elizalde, 2003). En la laguna de Términos se han detectado la presencia de plaguicidas or-ganoclorados en algunos de sus sistemas flu-vio-lagunares (Gold et al., 1993) así como en la misma laguna (Botello et al., 1992; Rendón von Osten et al., 2000).

Durante varios años se empleó DDT en el su-reste de México como medio para controlar el dengue, por lo que se llegó a emplear hasta 10 toneladas anuales de DDT entre los estados de Tabasco y Campeche (Benítez y Barcenas, 1996). Actualmente el programa de control de la malaria mediante compuestos no organoclo-rados ha sido exitoso, por lo que México dejó de usar el DDT dos años antes de lo proyecta-do (CEC, 1997).

A pesar de lo anterior, debido a las caracte-rísticas fisicoquímicas de los POCs es posible detectar aún residuos de estos compuestos en diversos compartimentos ambientales dentro de los que destacan los sedimentos. La venta-ja de analizar sedimentos como medio o matriz

para evaluar las concentraciones de residuos de POCs es que el substrato es el primer ni-vel trófico para los organismos acuáticos, si se analizan núcleos a diversas profundidades se puede hacer un análisis histórico, el cual inte-gra en tiempo la presencia de los contaminan-tes debido a la precipitación o sedimentación de los compuestos y, al realizar una georrefe-renciacion, se pueden realizar la integración en espacio a través de múltiples muestreos en los mismos sitios (van Metre et al., 1997).

Las descargas de los ríos Usumacinta, Grijalva, San Pedro, Palizada, Boca Chica, Chumpán y Candelaria pueden ser que arras-tren y depositen residuos de plaguicidas orga-noclorados en el Golfo de México debido a que estos compuestos fueron empleados en los municipios aledaños. Asimismo, la importancia de esta región es que en estas áreas habita el camarón siete barbas (Xiphopenaeus kroyeri), el cual es un recurso pesquero de relevancia económica en la costa Sur del Golfo de México (Wakida y Nuñez, 2003), por lo que el objeti-vo del presente estudio fue determinar los re-siduos de plaguicidas organoclorados en sedi-mentos de la costa Sur del Golfo de México, así como establecer su posible relación entre por-centaje de materia orgánica y la concentración de los residuos de POCs.

áReA de estudIo

El área de estudio se localiza en el Suroeste del Golfo de México y se extiende a lo largo de la costa, desde la desembocadura del río Grijalva y el río Usumacinta hasta la desem-bocadura del río Chumpan dentro de la laguna de Términos, incluyendo la parte interior de la plataforma continental (Fig. 1). Esta área se seleccionó debido a que esta porción es la distribución geográfica del camarón siete bar-bas (Xiphopheneaus kroyeri) y cuya economía es muy importante para la región (Wakida y Núñez, 2003). Debido a lo anterior, los sitios de muestreo se seleccionaron de acuerdo a la presencia del camarón siete barbas y el cual es abundante solamente en aguas someras, de cerca de 27 m, y las abundancias más altas se encuentran a menos de 18 m, especialmente en fondos lodosos o arenosos

La laguna de Términos se localiza en el sur de Golfo de México, entre los meridianos, 91° 10’ 00’’ y 91° 52’ 00’’ longitud oeste y los para-lelos 18° 23’ 00’’ y 18° 23’ 00’’ de la latitud nor-te. Tiene un área de 1700 Km2 de superficie aproximadamente. Presenta dos bocas perma-nentes que la comunican con el mar, la boca de Puerto Real y la boca del Carmen (Ayala-Castañares, 1963). Se encuentra separada del mar abierto por una barrera o cordón de arena litoral llamada Isla del Carmen; que es una isla de barrera arenosa calcárea de 38 Km. de lon-gitud y un ancho promedio de 1.5 Km (Yáñez-Correa, 1971) (Fig. 1).

En el periodo invernal se manifiesta un pecu-liar fenómeno metereológico que es parte ac-tiva del proceso costero que opera a lo largo

Figura 1. Área de estudio, presentando las estaciones de colecta.

Frontera

Río San Pedro Pom y Atasta

Lagunade Términos

Río Palizada

1

2 34

5 67

8 910

1112

13

1415 16

17

1819


252

mAteRIAl y métodos

de la costa de Tabasco y Campeche: el des-plazamiento hacia el sur de masas de aire frío que generan fuertes vientos llamados “nortes”. Este fenómeno no solo es el responsable de la precipitación y baja temperatura que impe-ra durante el invierno, si no que afecta al oleaje y las corrientes a lo largo de la costa en forma tal, que el nivel del mar aumenta hasta casi un metro por encima de su nivel normal. Mientras que para la laguna, la región presenta tres tipos de clima, que son regulados por la magnitud de las lluvias la descarga de los ríos, los vien-tos prevalecientes y la temperatura ambiente: la época de secas de febrero a mayo, la época de lluvias persistentes de junio a septiembre, y la época de nortes o tormentas de invierno con algunas lluvias esporádicas de octubre a enero (Fuentes-Yaco et al., 2001).

El clima es cálido húmedo con lluvias en vera-no (de junio a septiembre), la temperatura pro-medio es de 27 a 28°C. La precipitación plu-vial anual alcanza valores de 1100 a 2000 mm, siendo los meses de junio a noviembre el pe-

riodo de mayor precipitación y en menor gra-do de noviembre a enero, la precipitación más baja sucede al final del invierno y principios de primavera. Los vientos dominantes y el oleaje a lo largo de la costa Tabasco-Campeche pro-vienen principalmente de los cuadrantes del Noroeste y del Sureste. La altura de las olas al-canza promedios de 0.5 a 0.9 m, en 3 y 5 m de agua, hacia mar abierto de la Isla del Carmen (Yáñez-Correa, 1971).

El río Usumacinta y sus tributarios, consti-tuyen el sistema más grande de ríos que in-fluyen en el área: drenan casi 60,000 km2, a partir de la parte montañosa entre Chiapas y Guatemala; el río Grijalva es otro de los gran-des sistemas que drenan casi 50,000 km2. El Usumacinta descarga en el Golfo de México, principalmente a través del río Grijalva, pero tiene al mismo tiempo otros dos tributarios que son el río Palizada que descarga en la laguna, a través del estero de Boca Chica y el río San Pedro, que es el único ramal que descarga di-rectamente en el Golfo (Yánez-Correa, 1971).

Se ubicaron 19 estaciones de muestreo (Fig. 1) que fueron seleccionados en función de las descargas de los ríos y de la presencia de ca-marón siete barbas (X. kroyeri).

El material sedimentario se obtuvo mediante una draga van Veen provista de una cuerda de seda de 10 m. Inmediatamente después de ex-traer las muestras, fueron colocadas en papel

253

PLAGUICIDAS

aluminio y, posteriormente, en bolsas negras y se colocaron en neveras. Los sedimentos se congelaron para evitar que la materia orgáni-ca se degradara. Los sedimentos se llevaron a sequedad a 60°C para su posterior análisis de plaguicidas organoclorados y de materia orgá-nica.

Análisis de Plaguicidas

Organoclorados

Todo el material de vidrio fue lavado y enjuaga-do con agua destilada, secado en una estufa a 120°C por 4 hrs y, antes de realizar el aná-lisis, se enjuagó con acetona y hexano (grado HPLC). El Florisil, sulfato de sodio, algodón y papel filtro se purificaron en un equipo Soxhlet con 250 mL de acetona:hexano 1:1 (HPLC) durante 4 hrs.

La acetona, hexano y diclorometano utiliza-dos en este análisis fueron de la marca EM SCIENCE, con grado de pureza del 99.9 % adecuados para el análisis de residuos de plaguicidas. La activación del sulfato de sodio y Florisil se llevó a cabo mediante el secado y calcinación. El sulfato de sodio se calcinó a 600°C por 72 horas y el Florisil a 260°C, lue-go se llevaron a temperatura ambiente y se al-macenaron en frascos de vidrio previamente lavados.

El método empleado para la extracción y puri-ficación de los COPs fue a través de adaptacio-nes a los métodos de UNEP/IOC/IAEA (1988).

Se pesaron 25 g de sedimento seco y se colo-caron en cartuchos de papel filtro, el cual conte-nía trazas de cobre. Dicho cartucho se sometió al tubo de reflujo del equipo Soxhlet, llevándo-se acabo la extracción con 250 mL de hexa-no y cloruro de metileno 1:1 (HPLC) durante 8 hrs. Los extractos se concentraron usando un Rotavapor - BÜCHI, luego se recuperaron con 2 mL de hexano (HPLC), agregándole gotas de mercurio, posteriormente es transferido a via-les y almacenados a congelación para su pre-via purificación.

La purificación se llevo a cabo mediante una columna cromatográfica empacada con Florisil, y una capa de sulfato de sodio. El extracto se eluyó con hexano, con una mezcla cloruro de metileno: hexano (1:1) y cloruro de metileno, respectivamente. La fracción obtenida fue eva-porada hasta su totalidad y se recuperó con hexano (HPLC), para ser analizados en un cro-matógrafo Varian 3800 con detector de captura de electrones.

Se empleo una mezcla de los estándares de α-HCH, γ-HCH, δ-HCH, aldrín, epóxido de hep-tacloro (E.H.), o,p´-DDD, p,p´-DDD, o,p´-DDE, p,p´-DDE, o,p´-DDT, p,p´-DDT, mirex y metoxi-cloro. La cuantificación de los compuestos, tan-to en las muestras como en los estándares, se determinó mediante la utilización del Software Star-Varian.

Como parte del control de calidad, durante el análisis se realizaron análisis blancos, duplica-dos y de recuperación, obteniéndose en este ultimo una recuperación mayor al 90%.

Análisis de Materia Orgánica

La determinación de porcentaje de materia orgánica se llevó acabo mediante el método de Gaudette et al., (1974), en el cual una por-ción de la muestra se oxida con dicromato de potasio en ácido sulfúrico y posteriormente, el exceso de dicromato se titula con una solución de sulfato de amonio ferroso.

Análisis Estadístico

Para determinar si existe relación significativa entre las concentraciones de plaguicidas orga-noclorados en sedimentos y el porcentaje de materia orgánica se aplicó un análisis de co-rrelación simple a través del software Statistica V5.5 (StatSoft Inc., 2000).

Figura 2. Porcentaje de materia orgánica en sedimentos colectados en la costa sur del estado de Campeche.

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19

Sitio de muestreo

Porc

enta

jem

ater

iaor

gani

caen

sedi

men

to


254

ResultAdos y dIscusIones

Materia Orgánica en Sedimento

En la figura 2 se muestra el porcentaje de ma-teria orgánica (M.O.) presente en los sedimen-tos colectados en la zona de estudio.

El contenido de materia orgánica presente en las diferentes estaciones muestra un comporta-miento relativamente heterogéneo con rangos mínimos de 0.3% en la estación 4 y máximos de 2.3% en la estación 5; el porcentaje prome-dio de materia orgánica en sedimentos fue de 1.2% (+/- 0.6 SD).

Como se puede observar en la figura 2, la dis-tribución de materia orgánica fue más alta en la desembocadura del río Usumacinta y ríos San Pedro y San Pablo, y posteriormente fue disminuyendo conforme se distanciaba de las desembocaduras de los ríos hasta llegar a la estación 10. Posteriormente el porcentaje de materia orgánica se va incrementando hasta llegar a la influencia de la desembocadura del río Palizada, estaciones 17, 18 y 19. Lo ante-rior indica que los ríos son los principales con-tribuyentes de materia orgánica hacia el Golfo de México.

Rendon-von Osten et al. (2000) reportaron un porcentaje de materia orgánica de 1.71% como máximo en la laguna de Términos y, por

otra parte, Botello et al., (2000) en el estudio realizado en la laguna costera de Chantuto-Panzacola de Chiapas, reportaron un máximo de 10.2% de materia orgánica. Esta diferencia se puede deber al periodo de muestreo y a la circulación del agua, ya que gran cantidad de los sedimentos aluviales inorgánicos transpor-tados en suspensión por los ríos que drenan la región y a los procesos mezclados entre ma-sas de agua dulce y salina en los canales de intermareas es suficientemente grande para retardar el depósito de los sedimentos en sus-pensión (Yañez-Correa, 1971), de igual mane-ra puede ser afectado por el tipo de sedimento, tal es el caso que cerca de la Isla del Carmen existen sedimentos con altos porcentajes de carbonatos de calcio y alto contenido orgáni-co, debido a la fuente de sedimentos terrígenos acarreados por las descargas de los ríos y pro-venientes de la laguna (Vargas, 1980).

Plaguicidas Organoclorados (POCs)

en Sedimentos

Se identificaron y cuantificaron en los sedi-mentos 9 tipos de plaguicidas organoclorados siendo estos: α-HCH, γ-HCH, aldrín, epóxido de heptacloro (E.H.), o,p´-DDD, o,p´-DDE, o,p´-DDT, p,p´-DDT y metoxicloro. En la figura

0

1

2

3

4

5

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19

Sitio de muestreo

Num

ero

deco

mpu

esto

sor

gano

clor

ados

ND ND ND ND

ND= No detectado

Figura 3. Numero de compuestos organoclorados en sedimentos del área de estudio.

Figura 4. Residuos de ΣDDT en sedimentos de la costa sur de Campeche.

0

10

20

30

40

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19

Co

nce

ntr

acio

nd

eD

DT

(ng

/g)

Sitio de muestreo

255

PLAGUICIDAS

3 se muestra el número de compuestos orga-noclorados determinados en sedimentos de cada sitio de muestreo.

En los sedimentos colectados en la parte sur del Golfo de México, se presenta una gran va-riedad de POCs. Aunque estos compuestos se encuentran distribuidos de manera hetero-génea en toda el área de estudio (Fig. 4), se puede observar que en las estaciones 14 y 18 se presentaron el mayor número de POCs con un máximo de 5 compuestos seguido de la es-

taciones 7 y 9 en la zona marina y, 17 y 19, en la laguna de Términos con 4 compuestos cada una. La presencia de residuos de plaguicidas en la zona marina puede ser que provengan del aporte de los ríos San Pedro y San Pablo, y en la Laguna sea por el aporte los sistemas fluvio-lagunares.

Los POCs presentes en la estación 18, se puede deber a la cercanía que tiene a la costa y a la descarga directa del río Palizada, asimis-mo en la estación 14 se puede deber a todas


256

las descargas que se tiene de los demás ríos que desembocan en la laguna de Términos y que por el movimiento del aire, hace que todo esta descarga salga por boca del Carmen y se conjunte en donde se encuentra dicha es-tación.

En el caso de las estaciones 4, 10, 11 y 15 no presentaron residuos de POCs, los cuales coinciden con la zona intermedia del área de estudio así como con la boca del Carmen, en donde la corriente es más intensa y la posible sedimentación es alterada. Por otra parte, la cantidad de materia orgánica presente en el sedimento de dicha área es de 0.4, 0.75, 0.57, y 0.85 respectivamente, lo cual tendrían baja probabilidad de que los POCs se adhieran al sedimento.

Los compuestos presentes en los sedimen-tos fueron α–HCH en una estación (1/19) y el γ-HCH en tres sitios (3/19); asimismo se deter-minó aldrín y epóxido de heptacloro, ambos en 2/19, y el metoxicoloro en 4/19. Para los deri-vados aromáticos se encontró el p,p´-DDT en 10/19,

Con relación a las concentraciones de POCs en sedimento se determinó que los valores más altos los presentó el o,p´-DDE con un máximo de 17.25 ng/g (E-17) y un mínimo de 2.02 ng/g (E-1), seguido del o,p´-DDD con un máximo de 8.70 ng/g en la estación 13 y un mí-nimo de 1.07 ng/g en la estación 1. Por su par-te, el p,p´-DDT estuvo presente en 8 de 19 es-taciones con un máximo de 3.23 ng/g (E-17) y un mínimo de 0.25 ng/g (E-19).

En un estudio realizado en 1998 en la Laguna de Términos (Rendón-von Osten et al., 2000), se reportó al o,p´-DDD con una concentra-ción de 0.0014 a 2.9 ng/g, al o,p´- DDE con una concentración de 0.052 * 10-3 a 2.8 ng/g, el o,p´- DDT tuvo una concentración de 0.56 * 10-3 a 3.2 ng/g. Realizando una comparación entre el estudio antes mencionado y el pre-sente, se observa que las concentraciones se han incrementado de manera significativa, ya que las concentraciones de o,p´-DDD aumen-taron el triple y el o,p´- DDE aumentó 6 veces. Asimismo, se determinó el γ-HCH el cual estu-vo presente en 2/19 estaciones, y las concen-traciones fueron de 2.09 ng/g en la estación 5 y de 0.73 ng/g en la 2.

Se puede inferir que la presencia de los plaguicidas organoclorados, se deba al uso in-discriminado que se dio a estos productos en estas áreas, ya que la vida media del DDT es de alrededor de 10.5 años, (WHO/IPCS, 1989), así como también a la contribución por las llu-vias, transporte de materiales y descarga flu-vial por la interacción con la materia presente.

La cantidad y presencia de los diferentes ti-pos de POCs en los sedimentos de la parte sur del Golfo de México es variable, esto puede deberse al tipo de sedimento que se encuen-tra en cada estación. Según Rosales y Álvarez (1978), cada tipo de sedimento es un complica-do sistema, con características determinadas por su origen, el rango de su tamaño de partí-cula y materia coloidal, así como el tipo de flora y fauna que estén presentes en el sedimento. Se ha encontrado que la adsorción de DDT en los sedimentos aumenta en función de la canti-dad de humus en la materia orgánica contenida en el sedimento. Esto puede explicar la presen-cia de POCs en lugares en donde no existen descargas directas tal como en la estación 14 en donde se encontró con más frecuencia este tipo de compuesto ya que en la región de boca del Carmen, el sedimento es principalmente limo, además de que este sitio es el efluente total de todas las descargas de la laguna de Términos (Vázquez et al., 1988).

Con relación a los productos de degradación del DDT, los compuestos que más se encontra-ron fueron los del o,p´-DDT y, como se observa en la figura 5, el mayor porcentaje lo presenta el o,p´-DDE (> 60%) seguido del o,p´-DDD, ya que solo la estación 6 no presentó estos pro-ductos y solo el producto original, el o,p´-DDT. Lo anterior puede indicar que ya no usa el DDT y, por lo tanto, solo se tienen los productos de degradación, los cuales, poseen casi la misma vida media que el DDT, por lo que aún se espe-ra que se encuentren residuos de DDE y DDD durante los próximos años.

Correlación

entre Carbono Orgánico y POCs

La presencia de POCs en el sedimento no se debe solo a las descargas presentes en cada sitio, ya que la amplia distribución y persistencia

Figura 5. Distribución porcentual de los compuestos del o,p´-DDT.

0%

50%

100%

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19

Sitio de muestreo

Pore

ntaj

ede

com

pues

tos

delo

p´-D

DT

o,p´-DDT o,p´-DDE o,p´-DDDND= No detectado

ND ND ND ND ND ND ND ND

Figura 6. Relación entre carbono orgánico y Σ–DDT en sedimentos de la costa sur

del Golfo de México.

y = 7.9642x + 4.1716

r = 0.525

0

5

10

15

20

25

0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5

Materia Orgánica (%)

DD

T(p

pb

)

257

PLAGUICIDAS

que tienen los compuestos organoclorados los hacen contaminantes que se pueden encontrar en casi todos los compartimentos ambientales (ATSDR, 2002). De los factores que modulan la presencia de POCs en sedimento destacan las características de este substrato en cada área de estudio, y principalmente el contenido de materia orgánica. En la figura 6 se observa la correlación que existe entre carbono orgánico y Σ–DDT en sedimentos de la zona de estudio (r = 0.525; p < 0.05).

La figura 6 muestra que a mayor concentra-ción de materia orgánica se tiene mayor con-centración de DDT, esta misma correlación se ha encontrado en otros estudios llevados a cabo en sedimentos estuarinos (Gil y Vale, 1999).

Comparación con otros Sitios

Con el propósito de tener una referencia acer-ca del nivel de contaminación por POCs en los sedimentos de la zona de estudio se realizó una comparación con otros ecosistemas cos-teros. La tabla 1 muestra las concentraciones de POCs en sedimentos de algunas lagunas costeras nacionales e internacionales.

Tanto en Nicaragua como en México se encon-traron residuos de plaguicidas organoclorados en diferentes concentraciones. Sin embargo, las lagunas de Chiapas tienen las concentra-ciones más altas de estos plaguicidas debido

principalmente a que en la zona del Soconusco se emplearon, durante mucho tiempo, grandes cantidades de estos compuestos en los cultivos de algodón.

De acuerdo a las concentraciones determi-nadas en la Laguna de Términos (Rendón von Osten et al., 2000) comparadas con las de este estudio, se identificó que el numero y las concentraciones de los POCs, el α HCH, al-drín, epóxido de heptacloro, o,p´-DDT y el o,p´-DDE incrementaron sus concentraciones des-de 2 hasta 1,000 veces más la concentración encontrada en nuestro estudio, lo cual puede indicar que se presenten procesos de transpor-te y depositación de estos compuestos en este ecosistema. Además es importante mencionar que en el 2000 se reportó el compuesto Mirex


258

en la laguna de Terminos, el cual fue utilizado para el control de hormigas, y en este estu-dio no se identificó este compuesto. De mane-ra general se puede decir que las concentra-ciones se han incrementado en casi todos los compuestos, pero de manera significativa los

productos de degradación como el o,p´-DDE y o,p´-DDD hasta en cuatro y tres veces más res-pectivamente. Lo anterior confirma que los pro-ductos de degradación se están incrementando y que muy posiblemente el uso de DDT ha dis-minuido y/o se ha restringido severamente.

Tabla 1. Concentración de POCs (ng g-1) en sedimentos de diferentes sitios.

Plaguicida Organoclorado

Carvalho et al., 1999 Laguna Costera

de Nicaragua

Botello et al., 2000 Laguna Chantuto

-Panzacola y Carretas-Pereira Chiapas, México

Rendon-von Osten et al. 2000 Laguna de

Términos, México

Este estudio 2003 Sur costa de

Campeche, México

α- HCH 0.004 - 0.085 1.3E-03 – 2.9 0.086

γ-ΗCH 0.005 - 0.64 22 3.7E-04 - 1.1 0.74 - 2.23

Aldrín 0.004 - 0.083 151 2.0E-03 – 0.1 3.62 - 45.99

Metoxicloro 0.004 - 30.33 3.0E-03 2.7 - 6.07

Heptacloro 23

Epóx Heptacloro 113 2.2E-03 – 3.3E-02 0.47 - 1.02

Endosulfan II 250

Mirex N.D. – 12.6

o,p´-DDT 0.004 - 9.2 5.6E-04 – 3.2 0.236

o,p´-DDD 0.017 - 5.6 1.4E-03 – 2.9 1.07 - 8.70

o,p´-DDE 0.005 - 2.5 5.2E-04 – 2.8 14.936

p,p´-DDT 0.06 - 32.2 8.0E-05 – 2.1 0.34 - 3.023

p,p´-DDE 22

conclusIones

Se puede inferir en este estudio que los ríos que desembocan en la laguna de Términos, arrastran POCs que quizás fueron empleados en las localidades aledañas y que, por sus ca-racterísticas de persistencia, se encuentran en el sedimento. Otra posible fuente de residuos de POCs que no debe descartarse es el trans-porte atmosférico, ya que se ha demostrado que estos compuestos son transportados a largas distancias (Duce, 1998; Schmidt-van Dorp, 1991).

En este estudio se identificaron nueve tipos de residuos de POC´s en sedimentos: α-HCH, γ-HCH, aldrín, epóxido de heptacloro, o,p´-DDD, o,p´-DDE, o,p´-DDT, p,p´-DDT y metoxi-

cloro, y los resultados permiten señalar que la cantidad de residuos de POCs presente en los sedimentos varían en número y concentracio-nes, y se encuentran correlacionados con la cantidad de materia orgánica presente en los sedimentos de cada sitio. Asimismo, las con-centraciones encontradas en el presente estu-dio indican que estas se incrementaron hasta en 300 veces en un lapso de cinco años, como es el caso para el o,p´-DDE.

Los POCs encontrados en este estudio, se encuentran dentro de la docena sucia (lista de productos extremadamente peligrosos) la cual fue establecida mundialmente por dife-rentes organizaciones no gubernamentales.

259

PLAGUICIDAS

Los principales productos que se encontraron y que se encuentran dentro de dicha lista son el DDT con una concentración promedio de 6.15 ng/g, el aldrín con 24.80 ng/g y el α y γ HCH que se encontró con un promedio de 0.89 ng/g. Es importante mencionar que algunos de los plaguicidas organoclorados, como el DDT, pro-ducen efectos estrogénicos en ciertos organis-mos aún a bajas concentraciones (Guillette et al., 1994), con lo cual pone en riesgo el futu-ro de las poblaciones expuestas a estos com-puestos.

A pesar de que hay un uso escaso y restrin-gido de POCs se encontraron concentraciones que pudieran representar riesgo para organis-mos tales como el camarón. En la Comisión de Cooperación Ambiental (CCA-NAFTA), México se comprometió a reducir paulatinamente, el uso de compuestos persistentes, llegando a un 80% para el año 2001 y logrando su eventual eliminación en el 2006 o antes (CEC, 1997). Debido a lo anterior, es necesario llevar a cabo, continuamente monitoreo de residuos de POCs con el fin de verificar si se cumple con lo esta-blecido por México en la CCA.

AGRAdecImIentos

Las muestras de sedimento de la costa sur de Campeche fueron tomadas por la Dra. Julia Ra-mos en el proyecto «Caracterización ecológica, biológica, pesquera y social del camarón siete

barbas (Xiphophenaeus kroyeri) de la costa sur del Golfo de México» CONACYT-SISIERRA 20020202.

lIteRAtuRA cItAdA

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